Analyse van geoxideerde polycyclische aromatische ...

Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen

Academiejaar 2010 – 2011

Analyse van geoxideerde polycyclische aromatische

koolwaterstoffen op PM10 in Vlaanderen via innovatieve

solventextractie en vloeistofchromatografie - hoge resolutie

massaspectrometrie

Emile Lemey

Promotoren: Prof. dr. ir. K. Demeestere en Prof. dr. ir. H. Van Langenhove

Tutor: ir. C. Walgraeve

Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van

Master in de bio-ingenieurswetenschappen: Milieutechnologie

Woord vooraf

Dit werk kon slechts tot stand komen dankzij de steun en hulp van vele mensen. Ik wil graag van de

gelegenheid gebruik maken om hen te bedanken voor hun steun, inzet en vertrouwen.

Eerst en vooral zou ik graag mijn promotoren, Prof. dr. ir. K. Demeestere en Prof. dr. ir. H. Van

Langenhove, bedanken voor het aanreiken van het onderwerp, het verstrekken van onontbeerlijke

informatie en het kritisch evalueren van de tekst.

Bijzondere dank gaat uit naar mijn begeleider, ir. Christophe Walgraeve, voor zijn uitstekende

begeleiding tijdens het opstellen van dit werk, zijn vele hulp en geduld.

Daarnaast wil ik ook ing. Patrick Dewispelaere bedanken voor het antwoorden op mijn vele vragen

en voor het uitvoeren van de vele analyses en de andere thesisstudenten en alle overige

personeelsleden bij Envoc wil ik bedanken voor de uitstekende sfeer in het labo.

Tenslotte wil ik ook mijn vrienden, kennissen en vooral mijn ouders en zussen bedanken voor hun

niet aflatende morele steun en vertrouwen gedurende het voorbije jaar.

Samenvatting

Er is een grote interesse naar chemische karakterisatie van fijn stof. In deze context verdienen

geoxideerde polycyclische aromatische koolwaterstoffen bijzondere aandacht vanwege hun

potentiële mutagene en carcinogene eigenschappen. Deze studie tracht een innovatieve analytische

procedure voort te brengen en te optimaliseren ter bepaling van 11 geselecteerde geoxideerde

polycyclische aromatische koolwaterstoffen (fenantreen-9,10-dion, chryseen-5,6-dion,

benzo[a]pyreen-4,5-dion, 7H -benzo[de]anthraceen-7-on, benzo[a]pyreen-1,6-dion, benzo[a]pyreen-

3,6-dion, pyreen-1-carboxaldehyde, benzo[a]pyreen-6,12-dion, naftaceen-5,12-dion, 4-oxa-

benzo[def]chryseen-5-on, en benz[a]anthraceen-7,12-dion) op fijn stof met een aerodynamische

diameter kleiner dan 10 µm (PM10). De verschillende stappen in de analysesequentie

(staalvoorbereiding, chromatografische scheiding en detectie) werden geoptimaliseerd.

De chromatografische scheiding gebeurde met omgekeerde fase HPLC met een mobiele fase

gradiënt bestaande uit water met 10mM ammoniumacetaat (A) en methanol (B). De stabiliteit van

de retentietijden en de chromatografische scheiding van de 11 doelcomponenten werden

onderzocht. Een goede chromatografische scheiding is noodzakelijk, want de benzo[a]pyreendion

isomeren kunnen niet onderscheiden worden in de massaspectrometer omwille van hun identiek

fragmentatiegedrag. De retentietijden bleven stabiel (RSD<1,53%, n=45) en de chromatografische

scheiding was voldoende voor kwantificatie van de individuele componenten (Rs>1,33).

Detectie werd uitgevoerd met hoge resolutie massa spectrometrie (MID mode). Gebruik van deze

innovatieve ééndimensionele detectietechniek voor detectie van de doelcomponenten werd nog

niet eerder gerapporteerd in de literatuur. Een goede lineariteit voor de HRMS-methode werd

aangetoond (R²>0,9805; 58-9855 pg geïnjecteerd). Een goede interdag- (3-17%) en intradagprecisie

(1-16%) werd bekomen over een tijdspanne van 15 dagen. Instrumentele detectie- en

kwantificatielimieten van respectievelijk 7 tot 926 en 24 tot 3087 pg geïnjecteerd werden bekomen.

De extractiestap met innovatieve hoge druk vloeistof extractie werd geoptimaliseerd. Hoge

recoveries van de doelcomponenten op PM10 (76-107%) werden verkregen. De invloed van de fijn

stof matrixcomponenten op het ionisatieproces werd onderzocht. Lage ionisatieversterking of -

onderdrukking (89-123%) werd aangetoond.

Finaal werd de methode gebruikt voor de bepaling van oxy-PAK concentratieniveaus op PM10

beladen filters. Methode detectie- en kwantificatielimieten van respectievelijk 1,7-214,4 pg/m³ en

0,5-64,3 pg/m³ werden verkregen. In totaal werden 54 fijn stof stalen, die bemonsterd werden in

Vlaanderen in het kader van het PARHEALTH-onderzoeksproject, geanalyseerd. De mediaan van de

concentratieniveaus was 348 pg/m³ (n=30) voor 7H-benzo[de]anthraceen-7-on, 188 pg/m³ (n=45)

voor fenantreen-9,10-dion, 18 pg/m³ voor chryseen-5,6-dion (n=31), 38 pg/m³ voor benzo[a]pyreen-

1,6-dion (n=54), 39 pg/m³ voor benzo[a]pyreen-3,6-dion (n=53), 15 pg/m³ voor benzo[a]pyreen-4,5-

dion (n=28) en 52 pg/m³ voor benzo[a]pyreen-6,12-dion (n=48). De overige componenten waren

niet aanwezig op de PM10 filters of waren aanwezig in concentraties onder de detectielimiet. De

bekomen concentratieniveaus waren vergelijkbaar met resultaten van andere studies.

Abstract

There is great interest in the chemical characterization of fine dust. In this context, oxygenated

polycyclic aromatic hydrocarbons deserve special interest because they are potentially mutagenic

and carcinogenic. This study aims at producing and optimizing an innovative analytical procedure to

determine 11 selected oxygenated polycyclic aromatic hydrocarbons (phenantrene-9,10-dione,

chrysene-5,6-dione, benzo[a]pyrene-4,5-dione, 7H -benzo[de]anthracene-7-one, benzo[a]pyrene-

1,6-dione, benzo[a]pyrene-3,6-dione, 1-pyrene-carboxaldeyde, benzo[a]pyrene-6,12-dione,

naphtacene-5,12-dione, 4-oxa-benzo[def]chrysene-5-one and benz[a]anthracene-7,12-dione) on fine

dust with an aerodynamic diameter smaller than 10 µm (PM10). The different steps in the analytical

sequence (sample preparation, chromatographic separation and detection) were optimized.

Chromatographic separation was done with reversed phase HPLC using a mobile phase consisting of

water with 10mM ammonium acetate (A) and methanol (B). Stability of the retention times and

chromatographic separation of the 11 target compounds was investigated. A good chromatographic

separation is necessary because the benzo[a]pyrenedione isomers cannot be separated in the mass

spectrometer because of their identical fragmentation behavior. The retention times were stable

(RSD<1.53%, n=45) and chromatographic separation was sufficient for quantification of the

individual compounds (Rs>1.33).

Detection was performed with high resolution mass spectrometry (MID mode). Use of this

innovative one-dimensional detection technique for detection of the target compounds has never

been reported in the literature. A good linearity for the HRMS-method was demonstrated

(R²>0.9805, 58-9855 pg injected). Good interday (3-17%) and intraday precision (1-16%) was

demonstrated for a period of 15 days. Instrumental detection an quantification limits of respectively

7-926 and 24-3087 pg injected were obtained.

The extraction step with the innovative pressurized liquid extraction was optimized. High recoveries

for the target compounds on PM10 (76-107%) were obtained. The influence of the fine dust matrix

components on the ionization process was evaluated. Low ion enhancement or suppression (89-

123%) was demonstrated.

Finally, the method was used for the determination of concentration levels of oxy-PAHs on PM10

samples. Method detection and quantification limits of respectively 1.7-214.4 pg/m³ and 0.5-64.3

pg/m³ were obtained. In total, 54 fine dust samples were sampled in Flanders in the context of the

PARHEALTH-campaign. The median of the concentration level was 348 pg/m³ (n=30) for 7H-

benzo[de]anthracene-7-one, 188 pg/m³ (n=45) for phenantrene-9,10-dione, 18 pg/m³ for chrysene-

5,6-dione (n=31), 38 pg/m³ for benzo[a]pyrene-1,6-dione (n=54), 39 pg/m³ for benzo[a]pyren-3,6-

dione (n=53), 15 pg/m³ for benzo[a]pyrene-4,5-dione (n=28) and 52 pg/m³ for benzo[a]pyrene-6,12-

dione (n=48). The other target compounds were not present on the PM10 filters or were present in

concentrations below the detection limit. The obtained concentration levels were comparable with

the results of other studies.

Lijst met afkortingen

As piekasymmetrie

ACN acetonitrile

AED of a.d. aerodynamische diameter

APCI atmosferische druk chemische ionisatie

APPI atmosferische druk foto ionisatie

EI elektron ionisatie

EIC geëxtraheerd ion chromatogram

ESI electrospray ionisatie

EtAc ethylacetaat

GC gaschromatografie

HPLC hoge druk vloeistof chromatografie

HRMS hoge resolutie massaspectrometrie

IDL instrumentele detectie limiet

IQL instrumentele kwantificatie limiet

LC vloeistof chromatografie

MDL methode detectie limiet

MEPM10 effect van de PM10 matrixcomponenten op de ionisatiestap

MF mobiele fase

MG moleculair gewicht

MID meervoudige ion detectie

MQL methode kwantificatie limiet

MS massaspectrometrie

MWE microgolf extractie

NICI negatieve ion chemische ionisatie

Oxy-PAK geoxideerde polycyclische aromatische koolwaterstoffen

PAK polycyclische aromatische koolwaterstoffen

PDA photodiode array

PDMS polydimethylsiloxaan

PEG polyethyleen glycol

PLE hoge druk vloeistof extractie

PM fijn particulair materiaal, fijn stof

PM10 fractie van fijn stof met een aerodynamische diameter kleiner dan 10 µm

PM2,5 fractie van fijn stof met een aerodynamische diameter kleiner dan 2,5 µm

PO piekoppervlakte

PTFE Teflon, poly-tetra-fluor-etheen

Q-q-Q drievoudige kwadrupool

QqTOF kwadrupool looptijd massaspectrometer

R resolutie

Rs resolutiefactor

REkwarts recovery van oxy-PAKs op kwarts

REPM10 recovery van oxy-PAKs op PM10 filters

RF responsfactor

ROS reactieve zuurstofspecies

RSD relatieve standaard afwijking

S/N signaal over ruis verhouding

SFE superkritische vloeistof extractie

tR retentietijd

TofMS looptijd massaspectrometrie

TSP totaal gesuspendeerd stof

UPLC ultra druk vloeistof chromatografie

US EPA milieu protectie agentschap in de V.S.

USE ultrasone extractie

VMM Vlaamse milieumaatschappij

wh piekbreedte op halve piekhoogte

Inhoudsopgave

Woord vooraf ............................................................................................................................................

Samenvatting ............................................................................................................................................

Abstract .....................................................................................................................................................

Lijst met afkortingen .................................................................................................................................

Inhoudsopgave ..........................................................................................................................................

Inleiding ................................................................................................................................................... 1

Deel I. Literatuurstudie .............................................................................................................................

I.1 Fijn stof ........................................................................................................................................... 2

I.1.1 Grootte, oorsprong en chemische samenstelling fijn stof ...................................................... 2

I.1.2 Gezondheidsrisico’s en regelgeving van fijn stof .................................................................. 3

I.2 (Oxy-)PAKs ...................................................................................................................................... 4

I.2.1 Definitie (oxy-)PAKs ................................................................................................................. 4

I.2.2 Toxiciteit (oxy-)PAKs ................................................................................................................ 4

I.2.3 Partitie van (oxy-)PAKs tussen de gas- en particulaire fase ................................................... 5

I.2.4 Vorming van oxy-PAKs ............................................................................................................ 7

I.2.5 Atmosferische concentraties van (oxy-)PAKs ......................................................................... 8

I.3 Analysemethoden van (oxy-)PAKs op fijn stof ............................................................................. 12

I.3.1 Staalname .............................................................................................................................. 12

I.3.2 Staalvoorbereiding ................................................................................................................ 13

I.3.3 Scheiding en detectie ............................................................................................................ 14

I.4 Matrixeffecten .............................................................................................................................. 19

I.4.1 Definitie matrixeffect ............................................................................................................ 19

I.4.2 Kwantificatie matrixeffect ..................................................................................................... 19

I.4.3 Matrixeffect verminderen ..................................................................................................... 20

Deel II. Doelstelling ............................................................................................................................... 21

Deel III. Materiaal en methoden ...............................................................................................................

III.1 Selectie van de doelcomponenten............................................................................................. 22

III.2 Chemicaliën ................................................................................................................................ 25

III.2.1 Reagentia ............................................................................................................................. 25

III.2.2 Stockoplossingen ................................................................................................................. 25

III.3 Bemonstering van fijn stof ......................................................................................................... 27

III.4 Staalvoorbereiding ..................................................................................................................... 28

III.4.1 Verhoogde druk vloeistof extractie .................................................................................... 28

III.4.2 Opconcentratie.................................................................................................................... 30

III.5 Scheiding via HPLC...................................................................................................................... 30

III.6 Detectie ...................................................................................................................................... 32

III.6.1 Lage resolutie full scan ........................................................................................................ 32

III.6.2 Hoge resolutie detectie in multiple ion detection (MID) mode ......................................... 36

Deel IV. Resultaten en bespreking ............................................................................................................

IV.1 Instrumentele analyse via HPLC-HRMS ..................................................................................... 40

IV.1.1 Chromatografische scheiding met HPLC ............................................................................. 40

IV.1.2 Detectie en kwantificatie met HRMS .................................................................................. 44

IV.2 Monstervoorbereiding ............................................................................................................... 49

IV.2.1 PLE optimalisatie ................................................................................................................. 49

IV.2.2 Recovery van oxy-PAKs op fijn stof en het effect op het ionisatie proces ......................... 53

IV.3 Toepassen van de gevalideerde methode ................................................................................. 56

IV.3.1 MDL en MQL ....................................................................................................................... 56

IV.3.2 Atmosferische concentraties .............................................................................................. 57

Deel V. Conclusie .......................................................................................................................................

Literatuurlijst ......................................................................................................................................... 63

1

Inleiding

Onderzoek naar de impact van milieukwaliteit op gezondheid staat hoog op de internationale

wetenschappelijke agenda. Illustratief hiervoor is dat het thema “Milieu en Gezondheid” één van de

vier pijlers is waarvoor de Europese Unie meer aandacht vraagt binnen haar “Sixth Environment

Action Programme (EAP, 2002-2012)”. Luchtkwaliteit vormt hierin een prioritair thema. Naast het

belang van vluchtige organische stoffen (VOS) aanwezig in de vrije gasfase, vormt het voorkomen en

de effecten van fijn particulair materiaal (PM) in omgevingslucht een steeds belangrijker wordend

onderzoeksdomein binnen deze context. Zo werd recent becijferd dat in Vlaanderen, gekenmerkt als

een “hot spot” voor wat de aanwezigheid van PM betreft, elke inwoner vijf gezonde levens-

maanden verliest door milieuverontreiniging, waarvan 71% te wijten is aan de inademing van fijn

particulair materiaal. Daar waar evenwel consensus bestaat over het schadelijk karakter van PM

voor de gezondheid, zijn de onderliggende mechanismen nog niet volledig opgehelderd. Het vinden

van antwoorden op deze onderzoeksvraag vereist onderzoek naar de moleculaire samenstelling van

PM. Totnogtoe werd hierbij voornamelijk gefocust op de identificatie en kwantificatie van (transitie)-

metalen, anorganische componenten en eerder apolaire organische componenten, zoals de 16 door

de EU gedefinieerde prioritaire polycyclische aromatische koolwaterstoffen (PAKs). Over de

identiteit en concentratieniveaus van meer polaire organische componenten, zoals geoxideerde

PAKs (oxy-PAKs), op PM is relatief weinig gekend. Oxy-PAKs zijn semi-vluchtige organische

componenten zoals chinonen, ketonen, aldehyden en zuren, die via UV-geïnduceerde reacties of

onder invloed van oxiderende species (bijv. ozon, hydroxylradicalen) kunnen gevormd worden uit

PAKs. Ze worden gekenmerkt door een hoger moleculair gewicht en een lagere dampspanning dan

de overeenkomstige PAKs. Het toxische karakter van deze verbindingen wordt steeds meer duidelijk

en oxy-PAKs worden dan ook beschouwd als sleutelcomponenten inzake de toxiciteit van fijn

particulair materiaal.

Dit onderzoek kadert binnen het PARHEALTH-onderzoeksproject, gefinancierd door de Federale

Overheid in het kader van wetenschap voor Duurzame Ontwikkeling.

Het project heeft als doel de gezondheidsrisico’s en gezondheidskosten ten gevolge van fijne

stofdeeltjes in buitenlucht te verminderen. Identificatie van de componenten die verantwoordelijk

zijn voor de nadelige gezondheidseffecten speelt hierin een belangrijke rol.

Deel I. Literatuurstudie

2

I.1 Fijn stof

I.1.1 Grootte, oorsprong en chemische samenstelling fijn stof

Fijn particulair materiaal of fijn stof (PM) is een in de lucht voorkomend mengsel van vloeibare en

vaste stofdeeltjes waarop honderden verschillende componenten gesorbeerd zijn (Mazurek et al.,

2002). Een aërosol is het mengsel van die vloeibare en vaste stofdeeltjes in een gas (meestal lucht)

(Finlayson-Pitts and Pitts, 1999).

Karakterisatie van fijn stof gebeurt op basis van de grootte, de oorsprong of de chemische

samenstelling. Fijn stof deeltjes komen voor in een grote verscheidenheid aan vormen, van bijna

perfect sferische druppels, tot onregelmatige particulaire deeltjes en vezels. In deze context wordt

het begrip aerodynamische diameter van een stofdeeltje (a.d. of AED) gedefinieerd als de diameter

van een bolvormig deeltje met dichtheid van 1 g/cm³ dat in de lucht dezelfde terminale valsnelheid

heeft als het beschouwde deeltje. De PM10 fractie bestaat uit deeltjes met een aerodynamische

diameter kleiner dan 10 µm en de PM2,5 fractie uit deeltjes kleiner dan 2,5 µm. Total suspended

particles (TSP) omvat alle stofdeeltjes. Fijn stof deeltjes hebben globaal een diameter tussen 0,002

µm en 100 µm, grotere deeltjes worden niet tot fijn stof gerekend vanwege hun te korte verblijftijd

in de atmosfeer. Recent onderzoek toont aan dat vooral de fractie kleiner dan 2,5 µm schadelijk is

voor onze gezondheid (Finlayson-Pitts and Pitts, 1999).

Fijn stof kan primair of secundair gevormd worden. Primair fijn stof wordt rechtstreeks in de

atmosfeer uitgestoten, voornamelijk als fractie kleiner dan 10 µm. Mechanisch gevormde deeltjes

kleiner dan 10 µm die in de atmosfeer ontstaan door verkleining van grover materiaal behoren ook

tot primair fijn stof. Ze hebben dezelfde samenstelling als het grover materiaal waaruit ze gevormd

werden. Secundair PM ontstaat door chemische reacties van primair PM met gassen zoals stikstof

oxiden (NOx), zwaveldioxide (SO2) en ammoniak (NH3) of reacties met organische verbindingen. Fijn

stof is zowel afkomstig van natuurlijke als antropogene bronnen. Deeltjes met een a.d. groter dan

2,5 μm worden vooral mechanisch gevormd en in de lucht gebracht door de wind of antropogene

activiteiten, zoals opwaaien bij verkeer en opslag en overslag van bulkgoederen. De deeltjes met een

a.d. kleiner dan 2,5 μm ontstaan vooral door emissie van primaire deeltjes of gassen, nucleatie,

condensatie en groei van primaire deeltjes (MIRA, 2004).

Fijn stof heeft een zeer complexe samenstelling van verschillende organische en anorganische

verbindingen. In deze context voerde de Vlaamse Milieumaatschappij (VMM) het project : Chemkar

PM10 ‘hotspots’, Chemische karakterisatie van fijn stof in Vlaanderen (2008-2009) uit. Ze

bemonsterden gedurende een heel jaar lang, elke 6 dagen, op 9 plaatsen in Vlaanderen fijn stof

(PM10) en vervolgens werd dat fijn stof chemisch gekarakteriseerd. De bestudeerde meetplaatsen

waren de zes hotspots voor fijn stof in Vlaanderen, waar de Europese daggrenswaarden voor fijn

stof te vaak overschreden worden: Roeselare, Oostrozebeke, Zwevegem, Evergem, Zwijndrecht en

Borgerhout en drie achtergrondlocaties Moerkerke, Aarschot en Retie. Figuur I.1 toont de

belangrijkste componenten volgens hun gemiddeld massa-aandeel, genomen over alle

meetplaatsen.

3

Secundaire anorganische ionen (31%) zijn vooral afkomstig van de landbouw (ammonium), het

wegverkeer (ammonium en nitraat) en de industrie- en energiesector (sulfaat). De organische massa

(20%) wordt gevormd uit onvolledige verbrandingsprocessen. Mineraal stof (13%) ontstaat door

winderosie, landbewerking of wordt door het verkeer opgewaaid. Zeezout (10%) ontstaat bij

verdamping van opstuivende zeewaterdruppels. Elementaire koolstof (4%) of zwarte rook is een

aanduiding voor koolstof welke voornamelijk afkomstig is van dieselverbranding. Tot slot is er nog

een onbepaalde restfractie (22%) waarvan het overgrote deel waarschijnlijk water is, maar het kan

ook wateroplosbaar kalium (<2% van het totaal) en zware metalen (<0,5% van het totaal) bevatten.

Tot nog toe werd slechts 20% van de organische massa kwantitatief geïdentificeerd als individuele

componenten (VMM, 2010).

Figuur I.1: Gemiddeld massa-aandeel van de componenten van fijn stof (PM10) in Vlaanderen (VMM, 2010).

I.1.2 Gezondheidsrisico’s en regelgeving van fijn stof

In Vlaanderen, een hotspot voor aanwezigheid van PM, verliest elke inwoner vijf gezonde

levensmaanden aan milieuverontreiniging, waarvan 71% te wijten is aan het inademen van PM10. De

inademing van fijn stof leidt tot aandoeningen van de luchtwegen. De omvang van het effect op de

luchtwegen hangt af van de chemische samenstelling van het fijn stof en de deeltjesgrootte. Hoe

kleiner het deeltje, hoe dieper het in de longen kan binnendringen en hoe meer schade het kan

aanrichten (MIRA, 2004).

Om deze gezondheidsrisico’s te minimaliseren zijn er richtlijnen voor de aanwezigheid van fijn stof

opgesteld. In de Europese Richtlijn Luchtkwaliteit 2008/50/EG, die in Vlaanderen vanaf 2010 van

kracht ging zijn grenswaarden en streefdata vastgelegd voor PM10 en PM2,5. De jaargemiddelde

grenswaarde voor PM10 is 40 μg/m³ en de daggemiddelde grenswaarde van 50 μg/m³ mag maximaal

35 x per jaar overschreden worden. Voor PM2,5 werd vanaf 2010 een jaargemiddelde streefwaarde

25 μg/m³ vooropgesteld. Op 1 januari 2015 wordt 25 μg/m³ een jaargemiddelde grenswaarde en

vanaf 2020 wordt de jaargemiddelde grenswaarde 20 µg/m³ (Vlarem II, 2011).

4

I.2 (Oxy-)PAKs

I.2.1 Definitie (oxy-)PAKs

Polycyclische aromatische koolwaterstoffen (PAKs) zijn organische verbindingen waarvan de

structuur gebaseerd is op gecondenseerde benzeenkernen. Per definitie hebben PAKs tenminste

twee aromatische ringen en geen heteroatomen. PAKs zijn hydrofobe, semi-vluchtige stoffen die

worden gevormd als producten van onvolledige verbranding van organisch materiaal en fossiele

brandstoffen. De belangrijkste emissiebronnen van PAKs zijn het verkeer en de industrie. PAKs

komen finaal zowel in de bodem, het oppervlaktewater als in de lucht terecht (Lundstedt et al.,

2007).

De chemische en fysische eigenschappen van PAKs werden reeds uitvoerig onderzocht (Borras en

Tortajada-Genaro, 2007; Ciganek et al., 2004; Naumova et al., 2002) en internationaal

geaccepteerde routine analytische technieken werden ontwikkeld (Chang et al., 2006; Lima et al.,

2005 Pozzoli et al., 2004).

Geoxideerde polycyclische aromatische koolwaterstoffen en andere PAK-derivaten (nitro-PAKs,

gealkyleerde PAKs) hebben functionele groepen op de aromatische ringen. Oxy-PAKs en hydroxy-

PAKs zijn PAK derivaten die zuurstofhoudende functionele groepen bevatten. Ketonen en chinonen

zijn oxy-PAKs met respectievelijk één of meer carbonylische zuurstofatomen op een aromatische

ringstructuur. IUPAC defineert een chinon als ‘Componenten met een volledig geconjugeerde

cyclische dion structuur, zoals p-benzochinon, afgeleid van aromatische verbindingen door conversie

van een even aantal -CH= groepen in -C(=O)- groepen met de noodzakelijke omlegging van dubbele

bindingen’. Hydroxy-PAKs bevatten één of meer hydroxylgroepen. Oxy-PAKs behoren tot de semi-

polaire fractie van atmosferische fijn stof extracten, zijn meer polair en worden typisch

gekarakteriseerd door een hoger moleculair gewicht en een lagere dampspanning dan de PAKs

waarvan ze afkomstig zijn. In tegenstelling tot de PAKs is over de vorming, fysische/chemische

eigenschappen en atmosferische concentraties van deze oxy-PAKs veel minder bekend (Lundstedt et

al., 2007).

I.2.2 Toxiciteit (oxy-)PAKs

PAKs behoren tot de groep luchtverontreinigende stoffen met hoge prioriteit, omwille van hun

gekende kankerverwekkende en mutagene eigenschappen. Benzo[a]pyreen was de eerste

chemische component waarvan bekend werd dat ze kankerverwekkend was. Rond 1970 stelde de

U.S. Environmental Protection Agency (US EPA) de ‘priority pollutant PAHs’ lijst op, met de in die tijd

veronderstelde 16 meest voorkomende en meest schadelijke PAKs (Lundstedt et al., 2007).

PAK-derivaten, waaronder oxy-PAKs, zijn direct werkende mutagenen en carcinogenen, die meer

toxisch zijn dan PAKs zelf. In tegenstelling tot oxy-PAKs vereisen PAKs eerst een enzymatische

activatie (Durant et al. 1996). Oxy-PAKs kunnen een overproductie van reactieve zuurstofspecies

(ROS) veroorzaken, wat resulteert in oxidatieve stress, dat een oorzakelijke factor is in de pathologie

van vele ziektes als astma, cardiovasculaire aandoeningen, de ziekte van Alzheimer en

http://nl.wikipedia.org/wiki/Organische_chemie

http://nl.wikipedia.org/wiki/Chemische_verbinding

5

atherosclerose. De toxicologische belangrijkheid van oxy-PAKs heeft geleid tot een toenemende

interesse in de chemische analyse, het voorkomen en gedrag van deze micropolluenten op fijn stof

(Walgraeve et al., 2010).

I.2.3 Partitie van (oxy-)PAKs tussen de gas- en particulaire fase

Semi-vluchtige componenten, zoals PAKs en oxy-PAKs, kunnen in de atmosfeer zowel in de gasfase

als gesorbeerd op fijn stof aanwezig zijn. De partitie tussen de twee fasen is vooral afhankelijk van

fysisch-chemische eigenschappen van de component zoals dampspanning en moleculair gewicht

(Hallaquist et al., 2008).

Albinet et al. (2008a) onderzochten gas-/particulaire fase partitie van PAKs en oxy-PAKs op PM10 in

functie van moleculair gewicht en tijdstip (seizoen) van staalname (Figuur I.2). Ze concludeerden dat

de lichtste componenten (MG < 202 g mol-1

) zich voor meer dan 50% in de gasfase bevonden, terwijl

componenten met 4 of meer aromatische ringen zich voor meer dan 90% op de particulaire fase

bevonden. De PAKs toonden in de in zomer- en winterperiode een gelijkaardige partitie tussen gas-

en particulaire fase, terwijl de oxy-PAKs in de winterperiode meer geassocieerd waren met de

particulaire fase dan in de zomerperiode. De oxy-PAKs die in deze thesis uitvoerig zullen worden

besproken hebben een moleculair gewicht tussen de 208 en 285 g/mol en zijn dus voornamelijk

geassocieerd met de particulaire fase.

Figuur I.2: (Oxy-)PAK fracties geassocieerd met de particulaire fase in functie van hun moleculair gewicht

(Albinet et al., 2008a).

6

Theoretisch onderzoek over de partitie van semi-vluchtige organische componenten werd gedaan

door Pankow et al. (1994). Partitie van elke component i wordt beschreven door een partitie

coëfficiënt Kp,i (m3

µg-1

) (Donahue et al., 2006). Kp,i uit Formule I.1 kan in theorie afgeleid worden uit

de verzadigde dampdruk van de zuivere component en hun activiteitscoëfficiënt in de absorberende

fase (Bowman en Karamalegos, 2002).

I.1

Met

Kp,i de partitie coëfficiënt (m3

µg-1

)

Cig de massaconcentratie van component i in de gasfase (µg m-3)

Cip

de massaconcentratie van component i in de particulaire fase (µg m-3

)

COA de massaconcentratie van de totale absorberende deeltjesfase (µg m-3

)

COA refereert enkel naar het aandeel fijn stof dat deelneemt in absorptieve partitie.

De partitie coëfficiënt (Kp,i) kan uitgedrukt worden als functie van de fysische en thermodynamische

eigenschappen van de semi-vluchtige component (Formule I.2) (Bowman en Karamalegos, 2002).

I.2

Met

R de ideale gas constante (8,026 * 10-5

m³ atm mol-1

K-1

)

T de temperatuur (K)

MW het gemiddelde moleculair gewicht van de absorberende fase (g mol-1

)

de dampdruk van product i als zuivere vloeistof (atm)

de activiteitscoëfficiënt van component i (-)

Formule I.3 tenslotte laat toe de fractie Fi van een semi-vluchtige component in de particulaire fase

te bepalen.

I.3

Voorgaande formules laten toe om de partitie van oxy-PAKs tussen PM en de gasfase in te schatten.

Chang en Pankow (2006) ontwikkelden het X-UNIFAC model voor de voorspelling van

activiteitscoëfficiënten in aerosolen die organische componenten, opgeloste anorganische zouten en

water bevatten. Bowman en Karamalegos (2002) gebruikten hiervoor een thermodynamisch model.

7

I.2.4 Vorming van oxy-PAKs

Oxy-PAKs worden ofwel rechtstreeks gevormd tijdens verbrandingsprocessen (primaire vorming)

ofwel worden ze gevormd uit PAKs door chemische oxidatie met ozon en hydroxylradicalen, UV-

geïnduceerde foto-oxidatie of biologische transformatie (secundaire vorming). De reacties kunnen

zowel doorgaan in de gasfase, als op het fijn stof. Reacties met hydroxyl radicalen en nitraat

radicalen zijn belangrijk in de gasfase, terwijl reacties met ozon en fotolyse van PAKs enkel een

secundaire rol spelen in de gasfase (Vione et al., 2006).

Eiguren-Fernandez et al. (2008) hebben onderzoek verricht naar de atmosferische vorming van

fenantreen-9,10-dion (FC) en het relatieve belang van secundair ten opzichte van primair gevormd

FC in Los Angeles. Atmosferische concentratieveranderingen van FC werden onderzocht in een

luchtpakket dat van een bronsite, gekenmerkt door veel industrie en snelwegen, naar een meer

afgelegen site landinwaarts trok. Langsheen het windtraject en naarmate het luchtpakket van de

bronsite naar de laatste, meer afgelegen staalnameplaats bewoog, werd een significante verhoging

in deeltjesgeassocieerde FC waargenomen. Dit suggereert dat een significante fractie FC gevormd

werd door secundaire atmosferische vorming uit FC percursoren aangezien er op de bronsite na

geen belangrijke primaire bronnen van PAKs en oxy-PAKs aanwezig waren. Wang et al. (2007) en

Kishikawa et al. (2006) stelden dat secundair FC gevormd wordt door fotochemische reactie van

fenantreen aanwezig in de gasfase (FEv). Een correlatie tussen deeltjesfase geassocieerd FC (FCp) en

FEv indicatief is voor secundair gevormd FC en een correlatie tussen FCp en deeltjes fase geassocieerd

FE (FEp) indicatief is voor primair gevormd FC. Data van de bronsite toonden een duidelijke correlatie

tussen FEp en FCp (primaire vorming), terwijl meer windafwaarts een correlatie tussen FCp en FEv

gevonden werd (secundaire vorming). Om echter kwantitieve data te verkrijgen over de mate van

secundaire vorming werd verondersteld dat indien FC enkel primair gevormd zou worden, het

eenzelfde concentratiepatroon, van bronsite naar laatste site, zou volgen als benzo[ghi]peryleen

(BGP), een PAK die enkel afkomstig is uit primaire bronnen en die geen significante fotochemische

transformaties ondergaat. De verhouding FCp/BGP zou in dat geval dus constant moeten blijven

langs het traject. Aan de hand van deze verhouding en in de veronderstelling van enkel primaire

vorming, werden concentraties voor FC in het laatste meetstation geschat volgens Formule I.4.

I.4

Met [BGP]eind en [FC]eind de concentraties in het laatste meetstation en [BGP/FC]bron de ratio van de

twee componenten ter hoogte van de bronsite.

De gemeten concentraties FC (0,19-0,39 ng m-3) in het laatste meetstation liggen een factor 10-100

keer hoger dan de geschatte concentraties volgens Formule I.4. Het percentage secundair gevormd

FC werd berekend via Formule I.5.

I.5

8

Ongeveer 90% van FC aanwezig in Los Angeles werd secundair gevormd windafwaarts van de

bronsite ter hoogte van de laatste meetpost. Ook Kojima et al. (2010) vonden dat 65% van 9-

fluorenon, 56% van 9,10-anthrachinon en 70% van naftaleen-1,8-dicarbonzuuranhydride,

geassocieerd met fijn stof, afkomstig zijn van atmosferische secundaire vorming.

I.2.5 Atmosferische concentraties van (oxy-)PAKs

Er is al uitvoerig onderzoek gedaan naar de atmosferische concentraties van PAKs (Borras en

Tortajada-Genaro, 2007; Fromme et al. 2004; Naumova et al., 2002). Tabel I.1 geeft een zicht op de

atmosferische concentraties van de 16 US EPA priority pollution PAKs. De PAK concentraties variëren

van 8 tot 15000 pg/m³.

Oxy-PAKs hebben pas recent de aandacht van de onderzoekers getrokken. Door de lage

concentraties waarin oxy-PAKs voorkomen, de instabiliteit (onder andere fenantreen-9,10-dion) en

het ontbreken van routine analytische methodes is er nog maar weinig onderzoek verricht rond hun

concentratieniveaus op fijn stof. Tabel I.2 toont de gemeten concentraties van enkele oxy-PAKs voor

de periode 2006-2010. De beschreven oxy-PAKs zijn de in deze thesis geselecteerde

doelcomponenten. In beide tabellen zijn de componenten gerangschikt volgens stijgend aantal

ringen in hun moleculestructuur en zijn de periode van staalname, de plaats van staalname en de

bemonsterde fractie weergegeven. De oxy-PAKs werden gemeten in een concentratierange van 1 tot

3600 pg/m³.

Bij de interpretatie van concentratieniveaus van PAKs en oxy-PAKs moet rekening gehouden worden

met de periode van staalname, de plaats van staalname en de bemonsterde fractie. Er zijn sterke

seizoensgebonden variaties in de concentraties van (oxy-)PAKs. De concentraties in de winter zijn

typisch een 2-15 keer hoger dan de concentraties in de zomer. Dit is te wijten aan de hogere

emissies tijdens de winter (onder andere huishoudelijke verwarming), een lagere degradatie van

(oxy-)PAKs door lagere fotochemische reactiviteit tijdens de winter in vergelijking met tijdens de

zomer, en een accumulatie van polluenten tijdens de winter door de thermische inversie van de

luchtlagen.

Naast het tijdstip is ook de plaats van bemonstering belangrijk. Aangezien PAKs in de atmosfeer

voornamelijk van antropogene oorsprong zijn, zal de concentratie beduidend lager zijn op plaatsen

ver weg van menselijke invloeden. Paragraaf I.2.4 toonde aan dat ook voor oxy-PAKs de plaats van

staalname van belang is.

Tot slot is ook de fractie die onderzocht wordt van groot belang: TSP, PM10, PM2,5 of PM0,1. Albinet et

al. (2008a) toonden aan dat 90% van oxy-PAKs geassocieerd was met fijne deeltjes (PM1.3) en tot

53% geassocieerd was met de fijnste deeltjes (PM0.39).

9

Tabel I.1: Gemeten atmosferische concentraties van 16 US EPA priority pollution PAKs

Component Bemonsterde fractie Plaats van staalname Periode staalname Concentraties (pg/m³) Bron

naftaleen PM10 Paterna, Valencia, Spanje Lente 80 Borras en Tortajada-Genaro (2007)

acenaftaleen PM10 Paterna, Valencia, Spanje Lente 8 Borras en Tortajada-Genaro (2007)

acenafteen PM2,5 Athene, Griekenland Zomer 260 Andreou en Rapsomanikis (2009)

fluoreen PM10 Paterna, Valencia, Spanje Lente 39 Borras en Tortajada-Genaro (2007)

fenantreen PM2,5 Jersey City, V.S. Lente 15000 Naumova et al. (2002)

antraceen PM2,5 Athene, Griekenland Zomer 20 Andreou en Rapsomanikis (2009)

fluorantheen PM10 Paterna, Valencia, Spanje Lente 71 Borras en Tortajada-Genaro (2007)

pyreen PM10 Paterna, Valencia, Spanje Lente 100 Borras en Tortajada-Genaro (2007)

benzo[a]antraceen PM10 Paterna, Valencia, Spanje Lente 57 Borras en Tortajada-Genaro (2007)

chryseen PM10 Paterna, Valencia, Spanje Lente 200 Borras en Tortajada-Genaro (2007)

benzo[b]fluorantheen PM2,5 Jersey City, V.S. Lente 550 Naumova et al. (2002)

benzo[k]fluorantheen PM10 Paterna, Valencia, Spanje Lente 600 Borras en Tortajada-Genaro (2007)

benzo[a]pyreen PM2,5 Jersey City, V.S. Lente 190 Naumova et al. (2002)

dibenz(ah)antraceen PM7,1 Berlijn, Duitsland Winter 70 Fromme et al. (2004)

benzo[ghi]peryleen PM10 Paterna, Valencia, Spanje Lente 180 Borras en Tortajada-Genaro (2007)

indeno(1,2,3-cd)pyreen PM7,1 Berlijn, Duitsland Winter 240 Fromme et al. (2004)

10

Tabel I.2: Gemeten atmosferische concentraties van oxy-PAKs

Component Bemonsterde fractie Plaats van staalname Periode staalname Concentraties (pg/m³) Bron

fenantreen-9,10-dion PM2,5 Athene, Griekenland Zomer 630 Andreou en Rapsomanikis (2009)

Lente 1720 Andreou en Rapsomanikis (2009)

PM10 Douai, Frankrijk Winter 57-182 Mirivel et al. (2010)

Zomer 24-44 Mirivel et al. (2010)

PM2,5 Tempe, Arizona, USA Lente 800-3600 Delhomme et al. (2008)

7H-benzo[de]antraceen-7-on PM2,5 Athene, Griekenland Zomer 330 Andreou en Rapsomanikis (2009)

PM10 Chamonix valleys, Frankrijk Winter 260-2050 Albinet et al. (2008a)

Zomer <MDL-290 Albinet et al. (2008a)

Maurienne valleys, Frankrijk Winter 480-690 Albinet et al. (2008a)

Zomer 40-60 Albinet et al. (2008a)

pyreen-1-carboxaldehyde PM2,5 Athene, Griekenland Zomer 490 Andreou en Rapsomanikis (2009)


Benz[a]antraceen-7,12-dion PM1,5-7,2 Peking, China Winter 335 Layshock et al. (2010)

Zomer 182 Layshock et al. (2010)

PM2,5 Athene, Griekenland Zomer 190 Andreou en Rapsomanikis (2009)


PM10 Douai, Frankrijk Winter 153-1208 Mirivel et al. (2010)

Zomer 71-156 Mirivel et al. (2010)

PM10 Chamonix valleys, Frankrijk Winter 220-550 Albinet et al. (2008a)

Zomer <MDL-150 Albinet et al. (2008a)

Maurienne valleys, Frankrijk Winter 290-450 Albinet et al. (2008a)

Zomer 20-130 Albinet et al. (2008a)

PM2,5 Tempe, Arizona, USA Lente 220-460 Delhomme et al. (2008)

Naftaceen-5,12-dion PM1,5-7,2 Peking, China Winter 476 Layshock et al. (2010)

11

Zomer <MDL Layshock et al. (2010)

PM10 Douai, Frankrijk Winter <2 Mirivel et al. (2010)

Zomer <2 Mirivel et al. (2010)

Chryseen-5,6-dion PM2,5 Munchen, Duitsland Lente-zomer-herfst-winter 1-35 Lintelmann et al. (2006)

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on PM2,5 Munchen, Duitsland Lente-zomer-herfst-winter 1-15 Lintelmann et al. (2006)

Benz[a]pyreen-4,5-dion PM2,5 Munchen, Duitsland Lente-zomer-herfst-winter <MDL Lintelmann et al. (2006)

Benz[a]pyreen-1,6-dion PM2,5 Munchen, Duitsland Lente-zomer-herfst-winter 1-62 Lintelmann et al. (2006)



*MDL: methode detectie limiet (pg/m³)

12

I.3 Analysemethoden van (oxy-)PAKs op fijn stof

I.3.1 Staalname

Staalname van fijn stof voor milieuonderzoeksdoeleinden wordt typisch uitgevoerd met low-volume

samplers (0,1 – 3,0 m³ h-1

) en high-volume samplers (10 – 60 m³ h-1

) waarbij glas- of kwarts-vezel,

teflon (PTFE) of membraanfilters gedurende 24u bemonsterd worden (Van Langenhove en

Demeestere, 2009).

Fractioneren van de deeltjes volgens hun grootte kan met behulp van een cascade impactor (Figuur

I.3). Fijn stof wordt door inertie opgevangen op impactie platen, gecoat met een adhesieve stof.

Lucht wordt door een serie openingen met afnemende grootte geleid, waarbij de luchtstroom

normaal is ten opzichte van de impactie oppervlakken. De deeltjes met de grootste inertie worden

eerst opgevangen en zo de fractionering gebeurt zo aan de hand van een steeds kleiner wordende

cut-off diameter.

Figuur I.3: Schematische voorstelling van een cascade impactor (Lodge et al., 1986).

Highvolume sampling heeft te lijden onder chemische en fotochemische reacties van de

targetcomponenten die kunnen gebeuren tijdens de bemonstering, waardoor de concentraties

onder- of overschat worden (Liu et al., 2006). De bemonsteringsapparatuur is duur, de procedure is

tijdsintensief en er is nood aan een staalvoorbereidingstap.

Om deze nadelen te vermijden werd een innovatieve staalname methode voor PAKs ontwikkeld.

Wauters et al. (2008) bemonsterden PM10 (24u, 100 mL/min) met sorptiebuisjes gevuld met

13

polydimethylsiloxaan (PDMS) schuim, PDMS deeltjes en een TENAX TA bed voor de analyse van

PAKs. Na bemonstering kunnen de componenten door thermische desorptie (in de omgekeerde

richting van de staalname) met een GC-MS geanalyseerd worden. De innovatieve techniek werd

vergeleken met een high-volume sampler die op dezelfde plaats en op hetzelfde moment lucht

bemonsterde. De gemeten PAK concentraties waren hoger bij gebruik van de nieuwe

bemonsteringsmethode: een factor 2 voor PAKs met een hoog moleculair gewicht en tot 35 en 23

keer hoger voor naftaleen en acenaftaleen. Dit toont aan dat de gemeten concentraties van PAKs in

de atmosfeer onderschat worden bij gebruik van de traditionele highvolume sampler.

I.3.2 Staalvoorbereiding

Het doel van een staalvoorbereidingsstap is verdere analyse toelaten en vergemakkelijken, waarbij

zoveel mogelijk potentieel interfererende matrixcomponenten worden verwijderd en de

concentratie van het analiet, dus de gevoeligheid van de analyse, wordt verhoogd. Oxy-PAKs beladen

filters kunnen worden geëxtraheerd via verschillende extractietechnieken zoals Soxhlet extractie, die

nu wat voorbijgestreefd is vanwege het grote solventverbruik (40-100 ml) en de lange

extractietijden (8-24 u). Ook ultrasone extractie (USE) en de meer innovatieve extractiemethode

pressurized liquid extractie (PLE of accelerated solvent extraction, ASE) worden recent gebruikt.

Andere mogelijke extractiemethodes toegepast op fijn stof stalen zijn superkritische vloeistof

extractie (SFE; Castells et al., 2003) en microgolf extractie (MWE; McDonald et al., 2002). Typische

solventen zijn dichloormethaan, acetonitrile, methanol, ethylacetaat en tolueen (Prycek et al.,

2004).

Na de extractie wordt meestal een opconcentratie stap uitgevoerd. Het extract wordt ingedampt

met behulp van een rotavapor onder vacuüm condities of met reductie onder een N2-stroom

(Walgraeve et al., 2010).

I.3.2.1 Ultrasone extractie

Recent werd USE gebruikt bij analyse van oxy-PAKs door Kojima et al. (2010), Lintelmann et al.

(2005), Lintelmann et al. (2006) en Eiguren-Fernandez et al. (2008). Bij sonicatie wordt energie in de

vorm van geluidsgolven (in het ultrasone gebied, boven 20 kHz) door het solvent gestuurd waardoor

het massatransport van de doelcomponenten naar het solvent versnelt. Ultrasone extractie verlaagt

de extractietijd drastisch (15 min - 1,5 u) in vergelijking met Soxhlet extractie, maar het

solventverbruik blijft ongeveer constant (40-100ml) (Walgraeve et al., 2010; Van Langenhove en

Demeestere, 2009).

14

I.3.2.2 Pressurized liquid extractie

De meer innovatieve pressurized liquid extractie (PLE) wordt tegenwoordig meer en meer gebruikt

(Mirivel et al. 2010, Albinet et al. 2006, Albinet et al. 2008a). PLE verlaagt zowel de extractietijd (30

min) als het solventverbruik (15-40 ml) gevoelig. Bij PLE wordt in een gesloten vat de temperatuur

(50-200 °C) en druk (0,3-21 MPa) verhoogd. De verhoogde druk zorgt ervoor dat het solvent in de

vloeistoffase blijft en de verhoogde temperatuur zorgt voor verhoogde diffusiesnelheden van de

doelcomponenten, wat opnieuw de extractie efficiëntie doet stijgen. De temperatuur waarbij

geëxtraheerd wordt, speelt een grote rol. Lintelmann et al. (2005) toonden chemische degradatie

aan van oxy-PAKs tijdens PLE bij temperaturen en drukken lager dan 100°C en 10,7 MPa.

I.3.3 Scheiding en detectie

De technieken die kunnen gebruikt worden voor de scheiding van (oxy-)PAKs zijn afhankelijk van de

chemische en fysische eigenschappen van de doelcomponenten. Er moet een keuze gemaakt

worden tussen gaschromatografie (GC) en vloeistofschromatografie, high pressure liquid

chromatography (HPLC) in het bijzonder. De 16 US EPA ‘priority pollution’ PAKs worden typisch

geanalyseerd met GC-MS (Prycek et aL., 2004) of met HPLC-fluorescentie/UV detectie (Albinet et al.,

2007). Bij oxy-PAKs analyse bestaan geen routine methodes. Deze paragraaf geeft een overzicht van

de verschillende scheidings- en detectietechnieken gebruikt bij de analyse van oxy-PAKs.

I.3.3.1 Gaschromatografie

Er wordt voor gaschromatografie als scheidingstechniek geopteerd bij analyse van oxy-PAKs die

thermostabiel zijn, geen sterk polaire functionele groepen bevatten of een hogere dampspanning

hebben dan naftaceen-5,12-dion (5,65 10-7 Pa; 25°C). Door het grote aantal semi-vluchtige PAK-

derivaten op fijn stof stalen kan de chromatografische resolutie te gelimiteerd zijn voor een goede

scheiding. Multidimensionele technieken zoals tweedimensionele gaschromatografie (GCxGC)

verbeteren de scheidingskracht en de piekcapaciteit (Hamilton et al. 2004). GC wordt vooral gebruikt

in koppeling met massaspectrometrie (MS) als detectiemethode.

I.3.3.2 Vloeistofchromatografie

Als scheiding met GC niet mogelijk is, wordt gewerkt met vloeistofchromatografie en in het

bijzonder high performance liquid chromatography (HPLC). Koppeling van HPLC met MS laat toe ook

thermisch labiele stoffen en componenten met lage vluchtigheid te detecteren. In vergelijking met

GC heeft LC dan weer het nadeel dat de chromatografische resolutie lager is, maar de introductie

van nieuwe technieken zoals ultra performance liquid chromatography (UPLC) hebben deze resolutie

weer verbeterd (Van Langenhove en Demeestere, 2009).

15

Recent werd door Mirivel et al. (2010) gebruik gemaakt van ultra performance liquid

chromatography (UPLC). Bij UPLC wordt gebruik gemaakt van pakkingsmateriaal met een kleinere

diameter (sub-2 µm). De scheidingsefficiëntie, kostenefficiëntie en uitvoeringstijd van analyse zijn

gevoelig verbeterd. Een volledige scheiding en elutie van hun negen geselecteerde oxy-PAKs duurde

bij UPLC slechts 30 min in vergelijking met 50 min voor dezelfde componenten bij HPLC.

I.3.3.3 Detectie

Ionisatie

De ionisatiemethode die het meest gebruikt wordt bij GC-MS analyse is elektron ionisatie (EI), met

een ionisatie energie van 70eV. Deze techniek veroorzaakt veel fragmentatie waardoor het

moleculair ion niet altijd wordt waargenomen (Van Langenhove en Demeestere, 2009). Albinet et al.

(2006, 2007) gebruikten negative ion chemical ionization (NICI) met methaan als reagens gas. NICI is

een zachte ionisatietechniek , wat betekent dat er minder fragmentatie optreedt Dit verbetert de

detectielimieten, de instrumentele detectie limieten (IDL) varieerden van 0,01 pg (9H-fluoreen-9-on)

tot 2,60 pg (antraceen-1,4-dion) bij NICI ionisatie (Albinet et al., 2006).

Voor de ionisatiestap bij LC-MS moet er een keuze gemaakt worden tussen atmospheric pressure

chemical ionization (APCI), atmospheric pressure photo ionization (APPI) en electrospray ionization

(ESI). De ionisatietechnieken kunnen elk in positieve of negatieve modus gebruikt worden. Grosse

en Letzel (2007) onderzochten deze drie technieken voor oxy-PAKs en kwamen tot de conclusie dat

de ESI bron niet bruikbaar was voor de detectie van de meeste aromatische componenten, dat

enkele oxy-PAKs alleen in positieve ionisatiemodus detecteerbaar waren (keto-PAKs en PAK-

lactonen) en enkele alleen in negatieve modus (hydroxy-PAKs). Ook bleek dat APCI de beste keuze

was door zijn hogere efficiëntie ten opzichte van de andere twee technieken. In wat volgt wordt

daarom enkel APCI meer in detail besproken.

Figuur I.4 toont de onderdelen van een APCI ionisatiebron voor positieve adduct-ion vorming. Zowel

de mobiele fase als het staal verdampen snel. Vervolgens gaat de gasstroom langs een elektrode die

een corona ontlading veroorzaakt. Hier worden de primaire ionen gevormd. In de positieve ion

modus gebeurt staalionisatie door een serie van reacties die starten met een elektrongeïnitieerde

kation vorming (I.6) waarna secundaire (I.7) en adduct-ion reacties (I.8) plaatsvinden. De chemische

ionisatie van de staalcomponenten is zeer efficiënt door de vele botsingen die plaatsvinden onder

atmosferische condities tussen ionen en de eluens componenten. APCI is een zachte

ionisatietechniek die geprotoneerde moleculaire ionen genereert (I.8), die meestal directe

en eenduidige informatie bieden over de massa van doelcomponenten (Van Langenhove en

Demeestere, 2009).

Primaire ionvorming met N2 als hulpgas. I.6

e- + N2 N2

.+ + 2 e-

16

Secundaireion vorming. I.7

N2

.+ + N2 N4

.+

N4

.+ + H2O H2O

.+ + 2 N2

H2O.+

+ H2O H3O+ + OH

.

Adduct-ionvorming I.8

H3O+ + M (M+H)+ + H2O

Figuur I.4: Basis schema voor APCI; primaire, secundaire en adduct ion vorming in de corona ontlading regio

(Thermo Finnigan, 2002).

Massa spectrometrie

Detectie van oxy-PAK ionen gebeurt met een massaspectrometer (MS). De gevormde ionen in de

ionisatiebron worden achtereenvolgens versneld, gescheiden volgens hun massa-lading-verhouding

en gedetecteerd, wat resulteert in een massaspectrum. Twee belangrijke kenmerken van de MS zijn

het scheidend vermogen en de resolutie. IUPAC definieert resolutie in MS als (10 per cent valley

definitie): ‘Laat twee pieken van gelijke hoogte in een massa spectrum, met massa’s m en m +∆m,

gescheiden worden door een dal, dat op zijn laagste punt net 10 procent is van de hoogte van beide

17

pieken. Dan is de resolutie ’. In deze context definieert IUPAC het scheidend vermogen als ‘de

kleinste ∆m, waarvoor de 10 per cent valley definitie geldig is’. Lage resolutie metingen gebeuren

doorgaans bij een resolutie van 1000, bij hoge resolutie massa spectrometrie is de resolutie ≥ 10000.

Dit laat toe om componenten met dezelfde nominale massa, maar met een verschillende accurate

massa afzonderlijk te detecteren. Hoge resolutie geeft dus een betere selectiviteit en verhoogt de

signaal/ruis verhouding, en dus de gevoeligheid (Van Langenhove en Demeestere, 2009).

Er bestaan verschillende geavanceerde MS technieken. Tandem MS wordt de laatste jaren vaak

gebruikt als detectietechniek (Delhomme et al. 2008; Lintelmann et al. 2005, 2006). Recent

gebruikten Mirivel et al. (2010) hoge resolutie massaspectrometrie (HRMS) met behulp van een

time-of-flight massaspectrometer (TofMS).

Tandem massaspectrometrie

Bij MS/MS staan twee of drie massa analysatoren in serie om ionfragmentatie te bestuderen.

Tandem MS produceert selectieve fragmentatiepatronen met waardevolle structurele informatie

over elke component. Dit leidt tot een hoge selectiviteit en gevoeligheid. Er bestaan verschillende

types tandem massaspectrometers zoals de quadrupole time-of-flight massaspectrometer (QqTOF)

maar de meest gebruikte configuratie is de triple quadrupole (Q-q-Q). De Q-q-Q bestaat

achtereenvolgens uit een quadrupole massa analysator, een collisie quadrupole en nog een

quadrupole massa analysator die in serie werken. Een enkelvoudige quadrupole analysator (Figuur

I.5) bestaat uit vier parallelle cylindrische staven waarop een alternerende radiofrequentie (RF) en

gelijkstroom spanning (DC) wordt gezet. De DC potentiaal wordt toegepast op twee paar staven

zodat het ene paar als anode en het andere als kathode werkt. De twee RF potentialen worden

toegepast op de anodes en kathodes en zijn 180° uit fase met elkaar. Een ion dat de analysator

binnenkomt, zal aangetrokken worden door één van de staven, als de potentiaal verandert voordat

het ion in botsing komt met die staaf verandert zijn richting opnieuw. De analysator werkt zo als een

massafilter die afhankelijk van de toegepaste elektrische velden enkel ionen met een specifieke m/z

zal doorlaten (Agilent, 2009).

Figuur I.5 Schematische voorstelling van een enkelvoudige quadrupole massaspectrometer (Gates, 2008).

18

De triple quadrupole massa analysator (Figuur I.6) bestaat uit twee enkelvoudige quadrupole massa

filters gescheiden door een botsingsccel, waarin een inert gas (zoals N2) voor botsingen met de ionen

zorgt en zo fragmentatie veroorzaakt. Een precursor ion wordt geselecteerd in de eerste quadrupole

massafilter, deze gaat naar de botsingscel waar fragmentatie optreedt, waarna de product ionen in

de tweede massafilter gescheiden worden volgens hun massa. Dit resulteert in een product-ion

MS/MS scan. Bij de meest gevoelige operatie mode voor de triple quadrupole MS wordt in de

tweede MS ook nog eens een specifiek product ion geselecteerd. Dit is de ‘selected reaction

monitoring mode’ of SRM. Lintelman et al. (2005,2006) gebruikten echter een ‘multiple reaction

monitoring mode’ of MRM waarbij voor eenzelfde precursor ion verschillende SRM transities

uitgevoerd worden.

Figuur I.6: Schematische voorstelling van een triple quadrupole massaspectrometer (Gates, 2008).

Time-of-flight (ToF) massa spectrometrie

Mirivel et al. (2010) gebruikten ToF-MS voor de karakterisatie en kwantificatie van oxy-PAKs op PM.

Ze rapporteerden IDL waarden tussen 10 en 1493 pg voor oxy-PAKs. Het onderliggende principe van

ToF-MS is de relatie tussen massa m en snelheid v van de ionen bij een bepaalde kinetische energie.

Wanneer ionen met verschillende massa’s op dezelfde plaats en met dezelfde energie worden

geproduceerd en ze worden door een potentiaal V over een afstand d geaccelereerd in een lineair

scheidings systeem, vrij van magnetische velden (een ‘drift tube’ of ‘flight tube’), dan zullen de ionen

op verschillende tijdstippen aankomen. Aangezien tijd t=d/v geldt (I.9):

I.9

Door t exact te meten en V en d constant te houden kan m/z afgeleid worden (Van Langenhove en

Demeestere, 2009).

19

I.4 Matrixeffecten

I.4.1 Definitie matrixeffect

De matrix van een staal duidt op alle componenten die verschillen van de doelverbindingen. IUPAC

definieert een matrixeffect als ‘het gecombineerde effect van alle componenten van een staal

verschillend van het analiet op de kwantificering’. Coëluerende, matrix componenten kunnen

interfereren bij de ionisatiestap voor de detectie en hebben een effect op de ionisatie efficiëntie van

de analieten. Deze interferentie kan niet alleen afkomstig zijn vanuit het staal dat op dat moment

wordt geanalyseerd, maar ook van een eerder geïnjecteerd staal (als vertraagde eluerende storing)

of van een build-up of overload van de analytische kolom. Matrixeffecten tasten zo de

reproduceerbaarheid, sensitiviteit en nauwkeurigheid van de analyse aan.

Kebarle en Tang (1993) beschreven dit verschijnsel voor het eerst en toonden dat de electrospray

respons van eenzelfde hoeveelheid aan organische basen daalde, naarmate de concentraties van

andere organische basen in hetzelfde staal steeg. Hoewel het exacte mechanisme niet volledig is

gekend, is het duidelijk dat er competitie is tussen het analiet en de coëluerende matrix

componenten voor reactie met primaire ionen tijdens de ionisatie. Afhankelijk van de matrix en van

de ionisatiemethode kan deze competitie de efficiëntie in vorming van analiet ionen onderdrukken

(ion suppression) of verhogen (ion enhancement). Als het matrixeffect zorgt voor ion suppression,

dan is dit nadelig voor de sensitiviteit en de instrumentele kwantificatie limit (Taylor et al., 2005).

Matrixeffecten zijn ook afhankelijk van het type analiet. Bonfiglio et al. (1999) toonden aan dat de

chemische aard van een component een significant effect heeft op de intensiteit van het

matrixeffect. In een studie van componenten met verschillende polariteiten (caffeïne en fenacetine)

die geanalyseerd werden onder dezelfde condities, ondervond de meest polaire component de

grootste ion onderdrukking en de minst polaire de kleinste onderdrukking. De inschatting van het

matrixeffect bij gebruik van homologe in plaats van stabiele isotoop gelabelde analieten als interne

standaard is bijgevolg zeer belangrijk voor de betrouwbaarheid van de analyse. Als de homologe

interne standaard bvb. iets meer polair is dan het analiet dan zal de verandering in ionisatie niet

gecompenseerd worden door de interne standaard (Matuszewski et al., 2003).

I.4.2 Kwantificatie matrixeffect

Een eerste manier om het matrixeffect te kwantificeren is de postextractie additie methode. Bij deze

methode wordt een standaardhoeveelheid van het analiet toegevoegd aan het extract van een staal

dat de matrixcomponenten bevat en vergeleken met dezelfde standaard toegevoegd aan zuiver

solvent. Het verschil in respons tussen het postextractie staal en de standaardoplossing gedeeld

door de standaardoplossing bepaalt de graad van matrixeffect die voorkomt onder de gegeven

chromatografische condities (Taylor et al., 2005).

20

Naast deze eerste eerder statische techniek bestaat er ook de meer dynamische postkolom infusie

methode. Een infusie pomp wordt gebruikt om een constante hoeveelheid analiet toe te voegen aan

het HPLC eluens na de chromatografische kolom en voor de ionisatie bron, zoals te zien op Figuur

I.7. Een extract van een staal wordt geïnjecteerd onder de gebruikte chromatografische condities en

de respons van het analiet wordt bepaald. Deze methode laat toe om de invloed van de matrix op de

respons van het analiet te onderzoeken over de volledige chromatografische run, en dus niet enkel

op het moment van elutie van het analiet zoals bij de postextractie methode. Deze methode laat toe

om te onderzoeken waar matrixeffecten optreden en afwezig zijn tijdens een run en laat toe de

invloed van additieven aan de mobiele op de respons na te gaan (Taylor et al., 2005).

Fig. I.7: Schema van een postkolom infusie systeem (Taylor et al., 2005).

I.4.3 Matrixeffect verminderen

De aanwezigheid van coëluerende componenten, die matrixeffecten veroorzaken, moet verhinderd

of sterk verminderd worden. Dit kan door de staal extractiemethode te veranderen en te

verbeteren, waardoor het extract minder of geen storende componenten bevat. Een tweede

mogelijkheid bestaat erin de analyse onder betere chromatografische condities te laten verlopen en

zo het analiet beter te scheiden van de storende matrix componenten. Bij nog een andere methode

wordt de mate van matrixeffect eerst gekwantificeerd en worden de berekende concentraties

nadien gecompenseerd voor dit matrixeffect. Tot slot kan ook een wijziging in ionisatie methode

leiden tot verminderde matrixeffecten. Schumacher et al. (2003) en Mei et al. (2003) toonden aan

dat voor enkele specifieke componenten APCI minder gevoelig is voor matrixeffecten dan

electrospray.

Deel II. Doelstelling

21

Deze studie heeft als doel een inzicht verkrijgen in de moleculaire samenstelling van de polaire

organische fractie van PM10. Meer specifiek wordt er kennis opgedaan rond het voorkomen en de

concentratieniveaus van een selecte groep van 11 oxy-PAKs: fenantreen-9,10-dion, chryseen-5,6-

dion, benzo[a]pyreen-4,5-dion, 7H-benzo[de]anthraceen-7-on, benzo[a]pyreen-1,6-dion,

benzo[a]pyreen-3,6-dion, pyreen-1-carboxaldeyde, benzo[a]pyreen-6,12-dion, naftaceen-5,12-dion,

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on en benz[a]anthraceen-7,12-dion.

Hiervoor wordt een innovatieve analytische procedure ontwikkeld en worden de verschillende

stappen van de procedure geoptimaliseerd, voortbouwend op het werk van De Laet (2010).

Chromatografische scheiding met reversed-phase HPLC wordt geëvalueerd door de stabiliteit van de

retentietijden, de resolutiefactoren en de piekasymmetrie te onderzoeken. Hoge resolutie massa

spectrometrie als ééndimensionele detectietechniek wordt geëvalueerd door lineariteit en precisie

te onderzoeken en instrumentele detectie- en kwantificatielimieten te bepalen. De

staalvoorbereiding wordt geoptimaliseerd door evaluatie van behaalde recoveries van de

doelverbindingen op kwartsfilters en PM10 filters. Het effect van de PM10 matrixcomponenten op het

ionisatieproces wordt onderzocht gebaseerd op een studie van Matuszewski et al. (2003).

De geoptimaliseerde en gevalideerde methode wordt finaal toegepast voor analyse van 54 PM10

stalen die bemonsterd werden in Vlaanderen (te Hove, Borsbeek en Broechem) in het kader van de

PARHEALTH meetcampagne. De bekomen resultaten zullen vergeleken worden met

concentratieniveaus die werden gerapporteerd in de literatuur.

Deel III. Materiaal en methoden

22

III.1 Selectie van de doelcomponenten

De 11 geselecteerde doelcomponenten werden geselecteerd op basis van de commerciële

beschikbaarheid van standaarden. Tabel III.1 toont de chemische structuur van de geselecteerde

verbindingen en enkele fysisch-chemische eigenschappen zoals dampspanning, kookpunt en

moleculair gewicht. De dampspanning van de doelcomponenten bij 25°C varieert van 1,29.10-10 Pa

tot 3,11.10-4

Pa, de kookpunten variëren van 360 tot 564 °C en de moleculaire gewichten variëren

van 208 tot 282 g/mol.

In deze studie worden PM10 beladen filters geanalyseerd ter bepaling van concentratieniveaus van

de doelcomponenten. In de literatuur stonden goede indicaties dat de geselecteerde componenten

(>208 g/mol) zich bijna volledig (>90%) op fijn stof bevinden (Albinet et al. 2008a). Analyse van de

particulaire fase moet dus voldoende zijn om de atmosferische concentraties van de oxy-PAKs

correct te kwantificeren.

De benzo[a]pyreendionen zijn niet geschikt om gescheiden worden met GC door hun te lage

vluchtigheid (dampspanning: 1,29.10-10-7,72.10-10 Pa; kookpunt: 532-564 °C) (Koeber et al., 1999).

Fenantreen-9,10-dion wordt door eliminatie van een CO groep bij de hoge temperaturen in de GC-

injector omgezet tot 9H-fluoreen-9-on (Liu et al., 2006). HPLC wordt om deze redenen gebruikt als

scheidingstechniek.

Fijn stof is een zeer complexe matrix, daarom moeten de doelcomponenten selectief en precies

geanalyseerd worden. In deze studie wordt gebruik gemaakt van hoge resolutie massaspectrometrie

in multiple ion detection mode als detectietechniek, waarbij enkel de specifieke ionen van de

doelcomponenten geregistreerd worden.

25

III.2 Chemicaliën

III.2.1 Reagentia

Acetonitrile (≥99,5%, HPLC-grade) en water werden aangekocht bij VWR Prolabo (Haasrode, België),

ethylacetaat (≥99,5%, ACS-reagent) werd aangekocht bij Sigma-Aldrich (Bornem, België). Ammonium

acetaat (99,99%) werd aangekocht bij Aldrich (Bornem, België). Benz[a]anthraceen-7,12-dion (99%),

naftaceen-5,12-dion (97%) en de PEG-300 oplossing werden geleverd door Acros Organics (Geel,

België), 7H-benzo[de]anthraceen-7-on (tech.), fenantreen-9,10-dion (95%) en pyreen-1-

carboxaldehyde (99%) door Sigma-Aldrich (Bornem, België). Benzo[a]pyreen-6,12-dion (>95%),

benzo[a]pyreen-1,6-dion (>99%), benzo[a]pyreen-3,6-dion (97,8%), benzo[a]pyreen-4,5-dion (97%)

en chryseen-5,6-dion (>97%) werden aangekocht bij Midwest Research Institute (Kansas City, USA),

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on (>99,8%) bij het Insitut für PAH-Forschung (Greifenberg, Duitsland).

III.2.2 Stockoplossingen

Geconcentreerde moederoplossingen werden aangemaakt van de doelverbindingen. Een geschikte

massa (2-294 mg) van de individuele componenten werd afgewogen op een analytische balans,

precies tot op 1 µg (Sartorius, V.S.) en opgelost in acetonitrile (100-500 mL). Acetonitrile werd

gekozen vanwege het stabiele karakter van de doelverbindingen in dit solvent. Tabel III.2 toont de

concentraties van de moederoplossingen.

De moederoplossingen werden verder verdund met behulp van micropipetten (10-100 µL en 100-

1000 µL, Eppendorf Reference, New Brunswick Scientific, Rotselaar) tot twee stockoplossingen: 7H-

benzo[de]anthraceen-7-on, pyreen-1-carboxaldehyde, benz[a]anthraceen-7,12-dion en naftaceen-

5,12-dion behoren tot stockoplossing A met concentraties die variëren van 1,80 tot 2,35 µg/L en

benzo[a]pyreen-6,12-dion, benzo[a]pyreen-1,6-dion, benzo[a]pyreen-3,6-dion, benzo[a]pyreen-4,5-

dion, chryseen-5,6-dion en 4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on behoren tot stockoplossing B met

concentraties die variëren van 2,07 tot 3,33 µg/L. De concentraties van de stockoplossingen zijn ook

weergegeven in Tabel III.2. Beide stockoplossingen werden zorgvuldig bewaard onder gekoelde

omstandigheden (-20°C) in glazen maatkolven en werden afgesloten met Teflon.

Voor het opstellen van calibratiecurves werden standaardreeksen aangemaakt door de

stockoplossingen met behulp van micropipetten te verdunnen in acetonitrile. Tabel III.3 toont de

aanmaak van de werkstandaarden vanuit de stockoplossingen en de concentraties van de oxy-PAKs

in de werkstandaarden.

26

Tabel III.2: Concentraties van de oxy-PAKs in de moederoplossingen en stockoplossingen

Componenten A Moederoplossing (µg/L) Stockoplossing A (µg/L)

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 97,00 1,94

Pyreen-1-carboxaldehyde 1173,20 2,35

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 1089,60 2,18

Naftaceen-5,12-dion 90,20 1,80

Componenten B Moederoplossing (µg/L) Stockoplossing B (µg/L)

Fenantreen-9,10-dion 33,30 3,33

Chryseen-5,6-dion 26,58 2,66

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 22,24 2,22




4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 20,90 2,09

Tabel III.3: Aanmaak van de standaardoplossingen en concentraties van de doelcomponenten in de standaardoplossingen

Standaard 1 Standaard 2 Standaard 3 Standaard 4 Standaard 5

Stockoplossing A (µL) 3 50 105 220 420

Stockoplossing B (µL) 3 20 40 60 80

zuiver acetonitrile (µL) 994 930 855 720 500

Componenten (ng/L)

Fenantreen-9,10-dion 9,99 66,60 133,20 199,80 266,40

Chryseen-5,6-dion 7,97 53,16 106,32 159,48 212,64

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 6,67 44,48 88,96 133,44 177,92




4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 6,27 41,79 83,58 125,37 167,16

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 5,82 97,00 203,70 426,80 814,80

Pyreen-1-carboxaldehyde 7,04 117,32 246,37 516,21 985,49

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 6,54 108,96 228,82 479,42 915,26

Naftaceen-5,12-dion 5,41 90,20 189,42 396,88 757,68

27

III.3 Bemonstering van fijn stof

In samenwerking met de Vlaamse Milieu Maatschappij (VMM, Dr. E. Wauters) en in het kader van

het onderzoeksproject ‘PARHEALTH, Gezondheidseffecten van fijn stof in relatie tot fysisch-

chemische karakteristieken en meteorologie, fase 2 (2009-2011)’ werd PM10 bemonsterd op kwarts

filters (15 cm diameter, Whatman, Maidstone, Engeland) gedurende 24 uur bij een debiet van ± 500

L/min met een Digitel DPM 10/30/00 high volume sampler (Digitel Elektronik AG, Hegnan,

Zwitserland) uitgerust met een PM10 bemonsteringskop. In totaal werden 54 PM10 stalen

bemonsterd in de tuinen van rusthuizen op drie verschillende locaties: rusthuis Czagani te Broechem

(februari en maart 2009), rusthuis Compostella te Borsbeek (september 2008) en rusthuis

Cantershof te Hove (oktober 2009). De PM10 stalen werden bewaard onder gekoelde

omstandigheden (-20°C). Figuur III.1 toont de high volume sampler die gebruikt werd voor PM10

bemonstering.

Figuur III.1: Digitel DPM 10/30/00 high volume sampler (Digitel, 2010).

28

III.4 Staalvoorbereiding

III.4.1 Verhoogde druk vloeistof extractie

Blanco kwarts filters of PM10 beladen filters werden zorgvuldig versneden in stukjes van ongeveer

0,5 cm op 0,5 cm, waarna ze grondig vermengd werden met 3,50 g inert vulmateriaal

(diatomeeënaarde, Dionex, Tienen). Extractie gebeurde in een 22 mL roestvrij stalen extractiecel

(Dionex, Tienen) opgevuld met het mengsel van filter en vulmateriaal. Alvorens de cel te vullen werd

een cellulose filter (27 mm, cellulose, Dionex, Tienen) op de bodem van de extractiecel geplaatst.

Ethylacetaat werd gebruikt als extractiesolvent en het extract werd opgevangen in een 250 mL

glazen collectierecipiënt.

Optimalisatie van de verhoogde druk vloeistof extractie (pressurized liquid extractie, PLE) werd

gedaan met behulp van een ASE 350 toestel (Dionex, Tienen). Figuur III.1 toont het PLE proces. Eerst

doorboort een naald het septum van het collectierecipiënt. De extractiecel wordt op de juiste positie

in de oven geplaatst (Figuur III.2.A), de oven neemt de gewenste temperatuur aan en de extractiecel

wordt onder druk gezet om ze af te dichten. In deze studie werd de oven niet verwarmd en werd er

gewerkt bij kamertemperatuur. Tijdens de tweede stap wordt de statische klep gesloten en de

extractiecel wordt gevuld met solvent tot zolang de druk kleiner blijft dan 10,34 MPa (Figuur III.2.B).

De statische klep blijft gesloten zolang de druk niet groter wordt dan 11,72 MPa. Als de druk groter

wordt dan 11,72 MPa opent de statische klep en een klein volume solvent gaat naar het

collectierecipiënt. Er wordt weer solvent in de extractiecel gepompt als de druk kleiner wordt dan

10,34 MPa. De druk blijft zo gedurende 5 minuten tussen de 10,34 en 11,72 MPa (Figuur III.2.C). Na

5 minuten wordt de statische klep geopend en wordt de extractiecel gespoeld met solvent (50–100

% van het totale extractiecelvolume) (Figuur III.2.D). Afhankelijk van de instellingen wordt de

statische fase en de spoelfase een aantal keer herhaald. Eén extractiecyclus bestaat uit één statische

fase gevolgd door één spoelfase. Na de laatste spoelfase wordt de extractiecel 90 seconden

gepurgeerd met stikstofgas tot het laatste overblijvend solvent uit de extractiecel gedreven is

(Figuur III.2.E). Tijdens de laatste stap wordt de overdruk vrijgelaten uit de extractiecel en het PLE

systeem (Figuur III.2.F).

De extractiecellen werden bij reiniging volledig gedemonteerd en gedurende 15 minuten in een

ultrasoon bad gevuld met aceton geplaatst (Branson 2200 Ultrasonic cleaner, USA, Danbury).

29

Figuur III.2: Schematische voorstelling van het PLE proces, A. Laden van de extractiecel, B. Vullen van de

extractiecel, C. Statische cyclus, D. Spoelen van de extractiecel, E. Purgeren van het solvent uit de extractiecel,

F. Cel ontladen en overdruk vrijlaten (Dionex, 2008).

30

III.4.2 Opconcentratie

Het extract afkomstig van de PLE werd eerst gefilterd door een spuitfilter (0,2 μm Spartan 13/0,2 RC

filter unit, Whatman, Dassel, Duitsland) en overgebracht in conische glazen proefbuizen. Het extract

werd ingedampt onder een zachte N2-gasstroom bij atmosfeerdruk en bij een temperatuur van 25°C

(1 atm) met een TurboVap® LV apparaat (Caliper LifeScience, Affligem) totdat het extract net

drooggeblazen was (De Laet, 2010). Het residu werd vervolgens opgelost in 1 mL acetonitrile en het

heroplossen werd bevorderd door het gedurende 5 sec in een niet verwarmd ultrasoon bad

(Branson 2200 Ultrasonic cleaner, USA, Danbury) te houden, 5 sec te vortexen (BioVortex V1, Biosan,

Riga, Letland) en opnieuw 5 sec in het ultrasoon bad te houden. Tenslotte werd het staal opnieuw

gefilterd door een spuitfilter (0,2 μm Spartan 13/0,2 RC filter unit, Whatman, Dassel, Duitsland) en

overgebracht in een HPLC flesje (1,5 mL Screw Neck Vial, Grace, Sint-Niklaas).

III.5 Scheiding via HPLC

De HPLC-analyses werden uitgevoerd op een Surveyor HPLC systeem (Thermo Finnigan, Bremen,

Duitsland). Dit systeem is voorzien van een gethermostatiseerde HPLC Autosampler (Thermo

Finnigan, Bremen, Duitsland) met plaats voor 200 vials met elk een volume van 1,5 mL, een Surveyor

MS dubbele plunjerpomp (Thermo Finnigan, Bremen, Duitsland), een loop-injector (50 µL, Thermo

Finnigan, Bremen, Duitsland), een kolomoven (Thermo Finnigan, Bremen, Duitsland), een

SpectraSYSTEM solvent ontgasser (Thermo Finnigan, Bremen, Duitsland) en een PDA detector

(Thermo Finnigan, Bremen, Duitsland). Scheiding gebeurde via reversed phase HPLC.

De loop-injector wordt gebruikt in partial loop mode. De injector is een 6-poort rotatie klep injector

die het staal in de kolom injecteert via de sample loop (Figuur III.3). De sample loop situeert zich

tussen poort 1 en 4. De injector bestaat uit een vast deel (de stator) en een intern roterend deel (de

rotor). Er zijn twee posities van de injector mogelijk: de ladingspositie (Figuur III.3, B) en de

injectiepositie (Figuur III.3, A en C). In de ladingspositie is de injectiepoort (2) verbonden met de

voorkant van de sample loop (1), de achterkant van de sample loop is verbonden met de

afvalstoffen poort (3) en de mobiele fase poort (5) is verbonden met de kolom poort (6). In de

injectiepositie is de injectiepoort (2) verbonden met de afvalstoffen poort (3), de voorkant van de

sample loop (1) is verbonden met de kolom poort (6) en de mobiele fase poort (5) is verbonden

met de achterkant van de sample loop (4). Bij partial loop injectie wordt eerst in de injectiepositie

een hoeveelheid staal geïntroduceerd via de injectiepoort (2). Het staal wordt voortgeduwd door

een solvent (MeOH) en om geen contact te hebben tussen het solvent en het staal zijn er luchtbellen

aanwezig (Figuur III.3, A). De injector verandert vervolgens naar de ladingspositie en het staal komt

in de sample loop (Figuur III.3, B). Er wordt gebruik gemaakt van partial loop injectie: de loop-

injector (50 µL) wordt niet volledig gevuld (20 µL), de rest van de sample loop is gevuld met de

mobiele fase (30 µL). Tijdens de laatste stap switcht de injector terug naar de injectiepositie, de

mobiele fase komt binnen in de sample loop en duwt het staal naar de kolom (Figuur III.3, C).

31

Figuur III.3: Schematische weergave van de werking van een partial loop-injector, A. Laden van het staal, B.

Introductie van het staal in de sample loop, C. Injectie van het staal in de kolom (Surveyor, 2006).

De gebruikte kolom was een Superspher 100 C18 kolom (250 mm x 4,0 mm; dp = 4 µm, LiChroCart,

Merck, Darmstad, Duitsland). Voor de HPLC kolom was een LiChroCART 4-4 HPLC guard kolom

geplaatst (Merck, Darmstad, Duitsland). Er werd telkens 20 µL van de te analyseren oplossing

geïnjecteerd en het debiet van de mobiele fase bedroeg 700 µL/min. De kolomtemperatuur bedroeg

35°C en de temperatuur van de HPLC flesjes in de autosampler bedroeg 15°C.

Scheiding werd uitgevoerd met een binaire mobiele fase (MF) gradiënt met solvent A (water met

ammoniumacetaat, 10 mM) en solvent B (methanol). De gradiënt werd geoptimaliseerd door De

Laet (2010) en wordt weergegeven in Tabel III.4.

Tabel III.4: Samenstelling van de mobiele fase tijdens een chromatografische run

Tijd (min) methanol (%) water + ammoniumacetaat (10mM) (%)

0 60 40

5 70 30

40 75 25

50 100 0

55 100 0

55,05 60 40

70 60 40

32

III.6 Detectie

Massaspectrometrische detectie werd uitgevoerd op een MAT95XP-TRAP magnetische sector

massaspectrometer (Thermo Finnigan, Bremen), uitgerust met een APCI ionisatiebron (Finnigan SSQ-

7000 API source in APCI mode, Thermo Finnigan, Bremen ). De analyses werden uitgevoerd in het

Amberlab (www.amberlab.ugent.be). De APCI ionenbron werd ingesteld in positieve ionisatiemodus.

Een potentiaalverschil variërend van 3 tot 4 kV werd aangelegd tussen de corona ontladingsnaald en

de elektrode, resulterend in een stroom van 5 µA. N2 werd gebruikt als sheath gas (4 bar) en hulpgas

(20 eenheden, ± 2 L/min). De temperatuur van de verstuiver en de capillair temperatuur werden

door De Laet (2010) geoptimaliseerd en bedragen respectievelijk 450°C en 300°C.

III.6.1 Lage resolutie full scan

Massacalibratie van een magnetische sector MS gebeurt bij een constante spanning door calibratie

van het magnetische veld of omgekeerd. Formule III.1 toont de m/z relatie voor een magnetische

sector MS. In deze thesis gebeurt massacalibratie bij een constant magnetisch veld B en een

variërende spanning V.

III.1

Met

de massa-lading verhouding (kg/C)

C een constante (kg.V/C.T²)

B de magnetische veldsterkte (T)

V de spanning (V)

Een lage resolutie full scan (R=1000) werd eenmalig uitgevoerd (standaard 4, 10 µL injectie, 1254-

5162 pg geïnjecteerd). Figuur III.4 toont de massaspectra van fenantreen-9,10-dion, chryseen-5,6-

dion, benzo[a]pyreen-4,5-dion, 7H-benzo[de]anthraceen-7-on, benzo[a]pyreen-1,6-dion,

benzo[a]pyreen-3,6-dion, pyreen-1-carboxaldehyde, benzo[a]pyreen-6,12-dion, naftaceen-5,12-

dion, benz[a]anthraceen-7,12-dion en 4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on. De componenten zijn

geordend volgens de retentietijden.

Figuur III.4 toont aan dat een goede chromatografische scheiding noodzakelijk is, want enkele

verbindingen, zoals de benzo[a]pyreendion isomeren, kunnen immers niet onderscheiden worden in

de massaspectrometer omwille van hun identiek fragmentatiegedrag.

http://www.amberlab.ugent.be/

33

Figuur III.4: Massaspectra van fenantreen-9,10-dion (A), chryseen-5,6-dion (B), benzo[a]pyreen-4,5-dion (C) en

7H-benzo[de]anthraceen-7-on (D).

34

Figuur III.4 vervolg: Massaspectra van benzo[a]pyreen-1,6-dion (E), benzo[a]pyreen-3,6-dion (F), pyreen-1-

carboxaldehyde (G) en benzo[a]pyreen-6,12-dion (H).

35

Figuur III.4 vervolg: Massaspectra van naftaceen-5,12-dion, benz[a]anthraceen-7,12-dion (J) en 4-oxa-

benzo[def]chryseen-5-on (K).

36

III.6.2 Hoge resolutie detectie in multiple ion detection (MID) mode

Voor kwantificatie van de doelcomponenten wordt in deze thesis gebruik gemaakt van HRMS

detectie in multiple ion detection mode. Detectie gebeurt niet over het hele massaspectrum (full

scan mode), maar in multiple ion detectie (MID) mode worden enkel de karakteristieke ionen van de

doelverbindingen gedetecteerd. Massaselectieve detectie in hoge resolutie (R=6000) zorgt voor een

bijkomende selectiviteit en daardoor stijgt de signaal-ruis verhouding en de gevoeligheid van de

methode. Selectieve detectie is nodig aangezien de oxy-PAKs in lage concentraties voorkomen op

fijn stof en om de invloed van storende matrixcomponenten te verlagen.

Tijdens elke MID cycle time, dat is de tijd tussen elke registratie van een massa, wordt een

massacalibratie van de MS uitgevoerd. Voor deze massacalibratie worden referentiecomponenten

met gekende massa’s gebruikt, namelijk polyethyleen glycolen (PEGs, Figuur III.5). Deze

componenten worden continu net voor de ionisatiebron toegevoegd aan het HPLC-eluens in een

MeOH/H2O (50/50) oplossing aan een debiet van 10 µL/min. Dit wordt schematisch weergegeven in

Figuur III.5.

Figuur III.5: Schematische weergave van de analytische scheiding, PEG injectie en detectie.

De PEG moleculen ondergaan ionisatie en [M+H]+ ionen van twee PEG-componenten worden

geselecteerd. Het geselecteerde ion van de PEG-component met de kleinste massa is de lockmassa

en het geselecteerde ion van de PEG-component met de grootste massa is de calibratiemassa. De

lockmassa wordt gebruikt om het magnetisch veld vast te zetten en de calibratiemassa wordt

gebruikt voor de calibratie van de MS. Een MID venster is een massavenster waarbinnen de te

registreren massa’s van de geselecteerde ionen liggen. De twee geselecteerde PEG-ionen hoeven

niet respectievelijk de eerste en laatste massa in het massavenster te zijn. De MID methode in deze

thesis gebruikt twee MID vensters omdat de massa van fenantreen-9,10-dion te ver uiteen ligt van

de massa’s van de andere doelcomponenten (het laatste ion mag maximaal 1,2 keer het gewicht van

eerste ion hebben). Tabel III.5 geeft de gebruikte MID vensters weer samen met de exacte massa’s

van de doelcomponent ionen en de ionen van de gebruikte PEG verbindingen. Bij het eerste venster

wordt zowel het [M+H]+ ion als het [M+NH4]+ ion van fenantreen-9,10-dion geselecteerd en hun 13C

37

isotopen bevattende ion. Van de overige componenten worden enkel de [M+H]+ ionen en hun

13C

bevattende isotopen geselecteerd.

De massacalibratie en data-acquisitie (lock-plus-cali mass techniek) gebeurt in vijf opeenvolgende

stappen, waarvan een schematische voorstelling is weergegeven in Figuur III.6. Bij de start van de

calibratie wordt het magnetisch veld vastgezet (gelocked) op één massa eenheid voor het eerste ion

van het massavenster (PEG) en blijft gedurende de rest van de analyse van dit MID venster

ongewijzigd. Vanuit die positie vindt een kleine elektrische sprong plaats naar de lockmassa door een

geleidelijke afname van het spanningsveld. De lockmassa wordt geïdentificeerd en het systeem

wordt vastgezet op die massa (figuur III.6, 1). Vervolgens gebeurt een elektrische sprong naar de

calibratiemassa (figuur III.6, 2), de massa wordt gecontroleerd door een snelle elektrische sprong

(figuur III.6, 3) en gebaseerd op de metingen van de lockmassa en calibratiemassa gebeurt een fijne

afstelling van het elektrische veld. De elektrische sprong gebeurt zeer snel en duurt enkele

milliseconden. Na de elektrische calibratie gebeurt de data-acquisitie van de doelcomponenten

(figuur III.6, 4) en de intensiteiten van de ionen worden gemeten gebaseerd op een vooraf

ingestelde tijd (0,48 msec voor MID venster 1; 0,39 msec voor MID venster 2). Dit duurt aanzienlijk

langer dan de tijd die nodig was voor de lock- en calibratiemassa scan (0,05 msec). Tenslotte is er

nog een laatste elektrische sprong tot de calibratiemassa (figuur III.6, 5).

Tabel III.5. MID detectie vensters met exacte massa's (g/mol) van de doelcomponent ionen en PEG ionen

Component

[M+H]+

(g/mol)

[M(13

C) +H]+

(g/mol)

[M+NH4]+

(g/mol) [M (

13C) +NH4]

+

(g/mol)

MID venster 1

PEG (n=4) (lockmassa) 195,123 fenantreen-9,10-dion 209,060 210,064 226,086 227,090

PEG (n=5) (calibratiemassa) 239,149

MID venster 2

PEG (n=5) (lockmassa) 239,149 7H-benzo[de]anthraceen-7-on 231,080 232,084 - -

pyreen-1-carboxaldehyde 231,080 232,084 - -

benz[a]anthraceen-7,12-dion 259,075 260,079 - -

naftaceen-5,12-dion 259,075 260,079 - -

chryseen-5,6-dion 259,075 260,079 - -

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 271,075 272,079 - -

benzo[a]pyreen-4,5-dion 283,075 284,079 - -




PEG (n=6) (calibratiemassa) 283,175

38

Figuur III.6: Schematische weergave van de massacalibratie en data-acquisitie procedure bij MID.

Tijdens elke MID cycle worden de intensiteiten van de massa’s van de doelcomponenten gemeten.

Het chromatogram wordt aangemaakt uit die opeenvolgende registraties van de massa’s. Figuur III.7

toont de datapunten voor de component fenantreen-9,10-dion (standaard 5, 20 µL injectie). Het

extracted ion chromatogram (EIC) werd aangemaakt door selectie van het ion 209,060 m/z met een

massatolerantie van 10 mmu.

Figuur III.7: A. Opeenvolgende datapunten, B. Chromatogram.

39

Voor de aanmaak van elke chromatografische piek worden de datapunten, die geregistreerd worden

tijdens HRMS detectie in MID mode, gebruikt. Tabel III.6 toont het aantal datapunten dat werd

gegenereerd voor elke component en de piekbreedte van de chromatografische pieken van de

doelcomponenten (standaard 4, 20µL injectie).

Tabel III.6: Aantal datapunten per chromatografische piek en piekbreedte

Component Aantal datapunten Piekbreedte (min) Fenantreen-9,10-dion 16 0,6

Chryseen-5,6-dion 15 1,2 Benzo[a]pyreen-4,5-dion 18 1,2 7H-benzo[de]anthraceen-7-on 14 1,1 Benzo[a]pyreen-1,6-dion 20 1,3 Benzo[a]pyreen-3,6-dion 20 1,3 1-pyreencarboxaldehyde 33 2,1 Benzo[a]pyreen-6,12-dion 22 1,4 Naftaceen-5,12-dion 24 1,4 4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 13 0,9 Benz[a]anthraceen-7,12-dion 10 0,5

Deel IV. Resultaten en bespreking

40

IV.1 Instrumentele analyse via HPLC-HRMS

IV.1.1 Chromatografische scheiding met HPLC

De binaire mobiele fase gradiënt die beschreven is in sectie III.5 werd geoptimaliseerd door De Laet

(2010) en hier toegepast voor de chromatografische scheiding van de geselecteerde oxy-PAKs

(Standaard 4, 20 µL injectie). Figuren IV.1 tot IV.4 tonen de chromatogrammen. Elk chromatogram

werd gegenereerd op basis van de karakteristieke ionen van de doelcomponenten (extracted ion

chromatogram, EIC, massatolerantie van 10 mmu). Figuur IV.1 toont het EIC (m/z: 283,075 en

284,079) van de benzo[a]pyreen-dionen. Figuur IV.2 geeft het EIC (m/z: 209,060 ; 210,063; 226,086

en 227,090) weer van fenantreen-9,10-dion.

Figuur IV.1: Extracted ion chromatogram (m/z: 283,075 en 284,079) van 1. benzo[a]pyreen-4,5-dion, 2.

benzo[a]pyreen-1,6-dion, 3. benzo[a]pyreen-3,6-dion en 4. benzo[a]pyreen-6,12-dion na HPLC scheiding en

HRMS-detectie.

Figuur IV.2: Extracted ion chromatogram (m/z: 209,060 ; 210,063; 226,086 en 227,090) van 5. fenantreen-9,10-

dion na HPLC scheiding en HRMS-detectie.

41

Figuur IV.3 toont het EIC (m/z: 231,080; 232,084; 259,075; 260,079) van chryseen-5,6-dion, 7H-

benzo[de]anthraceen-7-on en pyreen-1-carboxaldehyde.

Figuur IV.3: A. Extracted ion chromatogram (m/z: 231,080; 232,084; 259,075; 260,079; 271,075 en 272,079)

van 6. chryseen-5,6-dion, 7. 7H-benzo[de]anthraceen-7-on en 8. pyreen-1-carboxaldehyde na HPLC scheiding

en HRMS-detectie, B. Uitvergroting van A.

Het EIC (m/z: 259,075; 260,079; 271,075 en 272,079) van naftaceen-5,12-dion, 4-oxa-

benzo[def]chryseen-5-on en benz[a]anthraceen-7,12-dion staat weergegeven in Figuur IV.4.

42

Figuur IV.4: A. Extracted ion chromatogram (m/z: 259,075; 260,079; 271,075 en 272,079) van 6. chryseen-5,6-

dion, 9. naftaceen-5,12-dion, 10. 4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on en 11. benz[a]anthraceen-7,12-dion na HPLC

scheiding en HRMS-detectie, B. Uitvergroting van A.

Voor een evaluatie van de chromatografische scheiding werd de stabiliteit van de retentietijden, de

resolutiefactoren en de piekasymmetrie van de chromatografische pieken onderzocht.

Scheiding van de doelcomponenten werd geëvalueerd door berekening van de resolutiefactor (Rs,

Formule IV.1). Figuur IV.5 verduidelijkt de berekening van de resolutiefactor.

IV.1

Met

tR1 en tR2 de retentietijden van respectievelijk de eerste en tweede piek (min)

wh1 en wh2 de piekbreedte op halve piekhoogte van respectievelijk de eerste en de tweede

piek (min)

43

Figuur IV.5: Berekening resolutiefactor (Felinger, 1998).

Een minimale resolutiefactor van 0,5 is vereist voor identificatie van de beide componenten, een

resolutiefactor van tenminste 1 is nodig voor kwantificatie, en een resolutiefactor van 1,5 of meer

wijst op een volledige scheiding (>99,7%) (Demeestere, 2009).

De piekasymetrie (As) werd bepaald door Formule IV.2. De piekasymetrie wordt bekomen door de

verhouding te nemen van de afstand CB en AC, gemeten op 10% van de piekhoogte (Figuur IV.6).

Een waarde van As = 1 stelt een perfect symmetrische piek voor, bij As>1 is er sprake van tailing en

als As<1 dan is er sprake van fronting.

IV.2

Figuur IV.6: Berekening van de piekasymetrie (As) (Demeestere, 2009).

Tabel IV.1 toont de gemiddelde piekasymetrie (As), resolutiefactor (Rs) en retentietijden (tR) van alle

doelcomponenten na HPLC scheiding en HRMS detectie van standaarden (5,41-985,49 ng/ml). Ook

de relatieve standaardafwijking (RSD) (%) op groot aantal analyses (n=45) over een tijdspanne van 15

dagen is weergegeven voor elke factor. Uit de tabel valt af te leiden dat de chromatografische

scheiding goed onder controle is en dat de componenten goed gescheiden worden. De

chromatografische pieken elueren als symmetrische pieken (0,77<As<1,36). De retentiefactoren

werden telkens berekend tussen de twee meest dichtbijzijnde pieken in de EICs (figuur IV.1 tot IV.4).

Aangezien fenantreen-9,10-dion en 4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on de enige pieken zijn in hun

respectievelijke EIC kan voor die twee componenten geen resolutiefactor berekend worden. Op

benzo[a]pyreen-1,6-dion en benzo[a]pyreen-3,6-dion na worden alle componenten volledig

gescheiden (Rs>3,08), de resolutiefactor van die twee componenten laat wel toe om te

kwantificeren (Rs>1,33). De relatieve standaardafwijkingen op de retentietijden tonen aan dat de

44

retentietijden stabiel blijven (RSD<1,53%) over een ruime tijdspanne (15 dagen) en over een groot

aantal analyses (n=45).

Tabel IV.1: Retentietijden na HPLC scheiding en HRMS detectie

Component

tR

(min) RSD (tR)

(%) Rs RSD (Rs)

(%) As RSD (As)

(%) aantal

Fenantreen-9,10-dion 9,20 1,9 - - 0,79 15,2 45

Chryseen-5,6-dion 18,15 3,1 22,79 7,2 0,97 14,8 45

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 26,27 3,4 3,08 6,4 1,15 12,6 45

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 26,92 3,3 5,75 6,1 1,04 10,5 45



Pyreen-1-carboxaldehyde 35,04 3,4 5,75 6,1 0,77 10,8 45


Naftaceen-5,12-dion 42,47 3,3 8,37 8,6 1,02 17,4 45

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 46,79 1,8 - - 1,08 9,8 45

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 49,28 1,1 8,37 8,6 1,10 15,8 45

IV.1.2 Detectie en kwantificatie met HRMS

Er werd in deze thesis gekozen voor HRMS detectie waarbij de karakteristieke ionen van de

doelcomponenten werden opgenomen in hoge resolutie (R=6000) met multiple ion detectie (MID).

De lineariteit, inter-/intradagprecisie en instrumentele detectie- en kwantificatielimieten werden

onderzocht.

IV.1.2.1 Lineariteit

Om kwantificatie van de doelcomponenten toe te laten werd een calibratie van de detector

uitgevoerd. Hiervoor werd op drie verschillende dagen drie keer per dag een 5-puntscalibratie

uitgevoerd. De drie analysedagen lagen 15 dagen uit elkaar. De calibratiecurves werden geplot door

de responsen uit te zetten ten opzichte van de geïnjecteerde massa’s (10µL injectie, 58 pg – 9,86 ng

geïnjecteerd).

Lineaire regressie werd uitgevoerd, met behulp van S-PLUS 8.0 en er werd aangetoond dat de

intercepten niet significant verschillen van de oorsprong (p>0,05). Tabel IV.2 toont de helling

(piekoppervlakte (PO)/pg geïnjecteerd) en de regressiecoëfficiënten (R2) van de calibratiecurves. De

lineariteit was voor alle componenten goed (R²>0,9805) in de respectievelijke massa-intervallen

(Tabel IV.2). Figuur IV.7 toont de calibratiecurves voor HRMS detectie van de verschillende

doelcomponenten.

45

Tabel IV.2: Helling (PO/pg geïnjecteerd), regressiecoëfficiënten (R²) en geïnjecteerde massa (pg)

Component PO/(pg

geïnjecteerd) R² Geïnjecteerde massa

(pg) aantal

Fenantreen-9,10-dion 35,48 0,9995 100-2664 5

Chryseen-5,6-dion 265,51 0,9986 80-2126 5

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 298,16 0,9987 67-1334 5

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 677,45 0,9997 58-8148 5



Pyreen-1-carboxaldehyde 80,19 0,9999 1173-9854 4


Naftaceen-5,12-dion 4,99 0,9993 902-7577 4

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 28,46 0,9969 418-1672 4

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 1,21 0,9805 2288-9153 3

A.

B.

46

C.

D.

Figuur IV.7: Calibratiecurves van de doelverbindingen; A. fenantreen-9,10-dion, chryseen-5,6-dion en benzo[a]pyreen-3,6-dion; B. benzo[a]pyreen-1,6-dion, benzo[a]pyreen-4,5-dion, benzo[a]pyreen-6,12-dion en 4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on, C. benzo[de]anthraceen-7-on en 1-pyreencarboxaldehyde, D. naftaceen-5,12-dion en benz[a]anthraceen-7,12-dion.

IV.1.2.2 IDL en IQL

De gemiddelde instrumentele detectie- en kwantificatielimiet (IDL en IQL) werden bepaald door

injectie van standaardoplossingen (standaard 1-5, 10 µL injectie). Voor de berekening van de IDL en

IQL werden respectievelijk een S/N verhouding van 3 en 10 gebruikt (Formule IV.3 en IV.4). Tabel

IV.3 geeft de bepaalde IDL en IQL waarden voor de doelcomponenten.

IV.3

IV.4

47

Met mgeïnjecteerd de geïnjecteerde massa werd van de respectievelijke component (pg) en S/N de

signaal/ruis verhouding van de chromatografische piek.

Tabel IV.3: Instrumentele detectie- en kwantificatielimieten bij HPLC-APCI(+)-HRMS analyse.

Component IDL (pg) IQL (pg) RSD (%) aantal

Fenantreen-9,10-dion 70 234 23 45

Chryseen-5,6-dion 8 25 22 45

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 9 30 14 45

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 8 25 17 45



Pyreen-1-carboxaldehyde 135 451 24 36


Naftaceen-5,12-dion 536 1785 17 36

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 41 135 26 45

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 926 3087 42 33

De IDL waarden liggen in een massabereik van 7 tot 926 pg geïnjecteerd en de bekomen IQL

waarden liggen in een massarange van 24 tot 3087 pg geïnjecteerd. De Laet (2010) rapporteerde

vergelijkbare waarden (IDL van 7 tot 800 pg geïnjecteerd; IQL van 32 tot 3600 pg geïnjecteerd).

Lintelmann et al. (2006) rapporteerden IQL waarden van 1 tot 58 pg geïnjecteerd voor de

componenten fenantreen-9,10-dion, chryseen-5,6-dion, benzo[a]pyreen-4,5-dion, benzo[a]pyreen-

1,6-dion, benzo[a]pyreen-3,6-dion en benzo[a]pyreen-6,12-dion. Ionisatie werd uitgevoerd met

behulp van APCI en detectie gebeurde met een tandem MS. Layshock et al. (2010) rapporteerden

IDL waarden van 10 tot 500 pg geïnjecteerd voor de oxy-PAKs fenantreen-9,10-dion,

benz[a]anthraceen-7,12-dion en naftaceen-5,12-dion. GC-MS in electron impact mode werd

gebruikt. De IDL waarden bekomen door Delhomme et al. (2006) lagen in een range van 2 tot 140 pg

geïnjecteerd voor de componenten fenantreen-9,10-dion, benz[a]anthraceen-7,12-dion en

naftaceen-5,12-dion. Ionisatie werd gedaan met APCI en detectie met tandem MS.

IV.1.2.3 Inter- en intradagprecisie

De stabiliteit van de detector werd onderzocht door op drie verschillende dagen drie keer vijf

verschillende standaarden te injecteren (10µL injectie, 58-9855 pg geïnjecteerd). De inter- en

intradagprecisie werd bepaald.

De interdagprecisie is gedefinieerd als de relatieve standaardeviatie (%) op de helling van de

calibratiecurves tussen de drie verschillende dagen. Tabel IV.4 toont de interdagprecisie van de

HRMS detector. De interdagprecisie bekomen door De Laet (2010) en Lintelmann et al. (2006) zijn

ook weergegeven in de tabel.

48

Tabel IV.4: Interdagprecisie van de HRMS detector, de interdagprecisie bekomen door De Laet (2010) en Lintelmann et al. (2006).

Interdagprecisie (%) (n=9)

Interdagprecisie (De Laet 2010)

(%) (n=12)

Interdagprecisie (Lintelmann et al. 2006)

(%) (n=18) Componenten

Fenantreen-9,10-dion 15 7 14

Chryseen-5,6-dion 9 6 8

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 7 7 6

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 7 5 NB



Pyreen-1-carboxaldehyde 15 7 NB


Naftaceen-5,12-dion 9 14 NB

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 16 5 5

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 17 8 NB NB: niet beschikbaar

Een goede interdagprecisie (3-17%) werd bekomen over een tijdspanne van 15 dagen en de waarden

waren vergelijkbaar met deze bekomen door De Laet (2010) (5-14%) en Lintelmann et al. (2006) (4-

14%).

De intradagprecisie is gedefinieerd als de relatieve standaarddeviatie op de helling van de

calibratiecurves binnen één dag. De intradagprecisie werd op drie dagen bepaald en het bereik is

weergegeven in Tabel IV.5. De intradagprecisie bepaald door De Laet (2010) en Lintelmann et al.

(2006) wordt ter vergelijking ook weergegeven.

Tabel IV.5: Intradagprecisie van de HRMS detector, de intradagprecisie bekomen door De Laet (2010) en Lintelmann et al. (2006).

Componenten

Intradagprecisie (%) (n=3)

Intradagprecisie (De Laet 2010)

(%) (n=3)

Intradagprecisie (Lintelmann et al. 2006)

(%) (n=9)

Fenantreen-9,10-dion 3-13 12 5

Chryseen-5,6-dion 2-13 11 6

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 3-9 10 5

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 1-6 9 NB



Pyreen-1-carboxaldehyde 2-3 6 NB


Naftaceen-5,12-dion 4-11 14 NB

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 8-16 9 1

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 1-13 13 NB

NB: niet beschikbaar

49

De HRMS detector toonde een goede intradagprecisie (1-16%) die vergelijkbaar is met die bepaald

door De Laet (2010) (6-14%). Lintelmann et al. (2006) rapporteerden een intradagprecisie van 1-5%

voor de componenten fenantreen-9,10-dion, chryseen-5,6-dion, benzo[a]pyreen-4,5-dion,

benzo[a]pyreen-1,6-dion, benzo[a]pyreen-3,6-dion en benzo[a]pyreen-6,12-dion. Voor diezelfde

componenten werd hier een vergelijkbare intradagprecisie van 1-7% gevonden.

IV.2 Monstervoorbereiding

IV.2.1 PLE optimalisatie

Nadat de scheiding en detectie geëvalueerd werden kon de extractiemethode worden onderzocht.

De eerste extractiemethode (PLE methode 1) die geëvalueerd werd, maakte gebruik van drie

opeenvolgende extractiecycli (beschreven in sectie II.3.1) en een spoelvolume van 40% van het

extractiecelvolume.

Voor een eerste evaluatie werden zeven kwartsfilters gespot met 220µL stockoplossing A en 60µL

stockoplossing B (dezelfde hoeveelheid als aanwezig in 1 mL Standaard 4; 1,240-5,162 ng) en

geanalyseerd.

De recoveries op kwarts (REkwarts, in %) worden bepaald door de respons na analyse van het extract

van de met oxy-PAKs gespotte kwartsfilter te vergelijken met de respons van een

standaardoplossing waarin dezelfde hoeveelheid doelcomponenten aanwezig was. Beide

oplossingen hadden ook hetzelfde volume. Vergelijking IV.5 toont formule voor recovery

berekeningen.

IV.5

Met

POextract de respons van de doelcomponent bekomen na extractie, opconcentratie en HPLC-

APCI(+)-HRMS analyse van de gespotte kwartsfilter

POstandaard de respons van de doelcomponent bekomen na HPLC-APCI(+)-HRMS analyse van

de standaardoplossing

De Laet (2010) bepaalden REkwarts factoren van 79-98% gebruik makend van dezelfde

extractietechniek. Mirivel et al. (2010) rapporteerden REkwarts factoren van 79-107% voor de

componenten chryseen-5,6-dion, benz[a]anthraceen-7,12-dion, naftaceen-5,12-dion en fenantreen-

9,10-dion ook gebruik makend van PLE. Lintelmann et al. (2005) verkregen vergelijkbare REkwarts

factoren bepaald met gespotte blanco kwartsfilters (68-100%) gebruik makend van ultrasone

extractie. Tabel IV.6 toont de gemiddelde REkwarts factoren van de doelcomponenten voor de zeven

gespotte kwartsfilters. De hoge gemiddelde REkwarts factoren (REkwarts>90%) tonen aan dat de

extractiemethode effectief is. Eén extractie duurde 22 minuten en verbruikte 21,8 mL solvent.

50

Tabel IV.6: Recoveries van oxy-PAKs op kwarts (PLE methode 1) met standaardafwijking (n=7).

Component REkwarts (%)

(n=7)

Fenantreen-9,10-dion 96 ± 7

Chryseen-5,6-dion 92 ± 7

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 95 ± 11

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 96 ± 15



Pyreen-1-carboxaldeyde 90 ± 15


Naftaceen-5,12-dion 91 ± 19

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 90 ± 13

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 94 ± 15

Sorptief gedrag van oxy-PAKs is niet noodzakelijk hetzelfde op kwarts en PM10. Daarom dient de

geoptimaliseerde extractie procedure te worden toegepast op en te worden geëvalueerd voor een

reëel staal. Er werden twee opeenvolgende extracties uitgevoerd op hetzelfde PM10 staal, tussen de

twee extracties werd het PLE systeem (uitgezonderd de extractiecel) gespoeld met solvent

(ethylacetaat). De twee extracten werden geanalyseerd en de geëxtraheerde percentages staan

weergegeven in Tabel IV.7. De tabel toont aan dat een deel van de doelcomponenten (tot 27% voor

chryseen-5,6-dion en benzo[a]pyreen-4,5-dion) achterblijft na de eerste extractie.

Tabel IV.7: Relatieve hoeveelheid oxy-PAKs geëxtraheerd ten opzichte van de totale hoeveelheid (PM10 staal).

Component PLE Methode 1

% in eerste extract % in tweede extract

Fenantreen-9,10-dion 100 ND

Chryseen-5,6-dion 73 27

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 73 27

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 83 17



Pyreen-1-carboxaldeyde ND ND


Naftaceen-5,12-dion ND ND

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on ND ND

Benz[a]anthraceen-7,12-dion ND ND

*ND: niet gedetecteerd

51

Om alle componenten zoveel mogelijk in één extractie te extraheren werd een experiment opgezet

waarbij het aantal extractiecycles en/of het solventvolume werden verhoogd (tot 5 cycli en 100%

solventvolume). De methodes die werden uitgetest staan weergegeven in Tabel IV.8.

Methode Cycli Spoelvolume (%) Tijdsduur (min) Solventverbruik (mL)

PLE methode 1 (De laet, 2010) 3 40 22 21,8 ± 1,3 (n=17)

PLE methode 2 3 100 22 37,2 ± 0,3 (n=48)

PLE methode 3 5 40 32 22,5 ± 1,3 (n=4)

PLE methode 4 5 100 32 40,8 ± 1,0 (n=4)

Drie PM10 stalen werden vier keer geëxtraheerd, elk met een andere methode, wat resulteerde in

vier extracten per PM10 staal. De geëxtraheerde percentages van de doelcomponenten voor de

verschillende PLE methodes staan weergegeven in Tabel IV.9, IV.10 en IV.11.

Tabel IV.9: Percentages van de totale geanalyseerde massa’s met PLE methode 2.


% in eerste extract % in tweede extract % in derde extract % in vierde extract

Fenantreen-9,10-dion 88 10 2 ND

Chryseen-5,6-dion 96 4 ND ND

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 92 8 ND ND


Benzo[a]pyreen-1,6-dion 90 8 2 ND


Pyreen-1-carboxaldeyde ND ND ND ND


Naftaceen-5,12-dion ND ND ND ND

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on ND ND ND ND

Benz[a]anthraceen-7,12-dion ND ND ND ND


Tabel IV.8: Parameters van de verschillende PLE methodes.

52

Tabel IV.10: Procent van de totale geanalyseerde massa’s in vier extracten na extractie met PLE methode 3.



Fenantreen-9,10-dion 92 7 1 ND

Chryseen-5,6-dion 100 ND ND ND

Benzo[a]pyreen-4,5-dion ND ND ND ND










Tabel IV.11: Procent van de totale geanalyseerde massa’s in vier extracten na extractie met PLE methode 4.



Fenantreen-9,10-dion 96 4 ND ND

Chryseen-5,6-dion 87 ND 8 5











Op basis van de hogere percentages aanwezig in het eerste extract is het duidelijk dat zowel bij PLE

methode 2 (>88% in eerste extract) als bij PLE methode 4 (>87% in eerste extract) de extractie

efficiënter is in vergelijking met PLE methode 3 (>80% in eerste extract). Andere belangrijke

parameters zijn de tijdsduur en het solventverbruik (Tabel IV.8). Het solventverbruik is vergelijkbaar

voor beide methodes (37,2 mL voor methode 2 tegenover 40,8 mL voor methode 4), maar extractie

53

met PLE methode 2 duurt 1,5 keer minder lang (22 min voor methode 2 tegenover 32 min voor

methode 4). In wat volgt gebeurden alle extracties daarom met PLE methode 2. Recoveries op

kwarts werden nog eens bepaald voor vijf gespotte kwartsfilters (1240-5162 pg). De REkwarts factoren

liggen tussen de 81% en 101% en staan gerapporteerd in Tabel IV.12. De resultaten voor PLE

methode 2 (81<REkwarts<101) waren vergelijkbaar met die bekomen voor PLE methode 1

(90<REkwarts<97).

Tabel IV.12: REkwarts factoren (PLE, methode 2), analyse gebeurde met HPLC-APCI(+)-HRMS.

Component

REkwarts (%)

(n=5) Fenantreen-9,10-dion 91 ± 7

Chryseen-5,6-dion 91 ± 11


7H-benzo[de]anthraceen-7-on 93 ± 1



Pyreen-1-carboxaldeyde 93 ± 5


Naftaceen-5,12-dion 101 ± 9

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 99 ± 2

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 81 ± 4

IV.2.2 Recovery van oxy-PAKs op fijn stof en het effect op het ionisatie proces

Matrixcomponenten van het fijn stof staal (alle aanwezige componenten verschillend van de

doelcomponenten) die samen met de doelcomponenten elueren kunnen de efficiëntie van het

ionisatieproces onderdrukken (ion suppression) of verhogen (ion enhancement).

Matrixcomponenten kunnen zo een effect hebben op de nauwkeurigheid van de methode. Een

experiment werd opgezet, gebaseerd op een studie van Matuszewski et al. (2003), om het effect van

de matrix op de analyseprocedure in te schatten.

Het experiment staat schematisch weergegeven in Figuur IV.8. Drie PM10 filters (F1, F2 en F3)

werden in drie gelijke delen versneden en gecombineerd tot drie ‘gelijke’ filters (C1, C2 en C3). Een

eerste gecombineerde filter werd geëxtraheerd, het extract werd ingedampt, en het residu werd

heropgelost in 1 mL acetonitrile en geanalyseerd volgens de normale analysemethode. De tweede

gecombineerde filter werd voor de extractie gespot met 60µl stockoplossing B en 220 µl

stockoplossing A (1240–5162 pg doelcomponent), de rest van de methode verliep analoog aan die

van de eerste gecombineerde filter. De derde gecombineerde filter werd na extractie en indampen

van het extract heropgelost in 60 µl stock B, 220 µl stock A en 720 µl acetonitrile (1240-5162 pg

doelcomponent). Op dezelfde dag werd ook een standaard aangemaakt die dezelfde hoeveelheden

doelcomponenten bevat (1240-5162 pg) in 1 mL acetonitrile.

54

Figuur IV.8: Experiment ter bepaling van de matrixeffecten op het ionisatieproces en de recovery van oxy-PAKs

op fijn stof.

Het effect van de matrix op het ionisatieproces (MEPM10) wordt bepaald met Formule IV.6.

IV.6

De recovery van oxy-PAKs op fijn stof (REPM10) wordt bepaald met Formule IV.7.

IV.7

55

De MEPM10 factoren staan weergegeven in Tabel IV.13. Ter vergelijking zijn ook de matrixeffect

factoren zoals verkregen door Lintelmann et al. (2006) en Mirivel et al. (2010) weergegeven in de

tabel.

Tabel IV.13: Matrixeffect op ionisatieproces.

Component

ME (%)

ME (Lintelmann et al., 2006)

(%)

ME (Mirivel et al., 2010)

(%)

Fenantreen-9,10-dion 109 102 107

Chryseen-5,6-dion 100 96 102

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 97 96 NB

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 89 NB NB



Pyreen-1-carboxaldeyde 97 NB NB


Naftaceen-5,12-dion 98 NB 84

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 92 NB NB

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 123 NB 91

Er is sprake van ionisatieversterking als de MEPM10 groter is dan 100%, een MEPM10 factor kleiner dan

100% geeft ionisatieonderdrukking aan. Over het algemeen is te zien in Tabel IV.13 dat op

benz[a]anthraceen-7,12-dion (ME = 123%) na geen significante ionisatieversterking of onderdrukking

waargenomen wordt. De waarden (89-123%) zijn ook sterk vergelijkbaar met de matrixeffect

factoren bekomen door Lintelmann et al. (2006) (96-102%) en Mirivel et al. (2010) (84-107%).

De bepaalde REPM10 factoren staan gerapporteerd in Tabel IV.14. De waarden (76-106%) zijn

vergelijkbaar met die bepaald door Lintelmann et al. (2006) (72-90%) die gebruik maakte van

ultrasone extractie. De Laet (2010) bepaalde recoveries van oxy-PAKs op TSP filters (RETSP) gebruik

makend van PLE. Er werden RETSP factoren verkregen van 66-87%.

56

Tabel IV.14: Recovery van oxy-PAKs op fijn stof bepaald in deze thesis en bepaald door De Laet (2010), Lintelmann et al. (2006) en Mirivel et al. (2010).

Component

REPM10

(%) (n=1)

RETSP (De Laet., 2010)

(%)

REPM10 (Lintelmann et al., 2006)

(%)

Fenantreen-9,10-dion 99 75 90 Chryseen-5,6-dion 76 74 76 Benzo[a]pyreen-4,5-dion 84 70 75 7H-benzo[de]anthraceen-7-on 107 81 - Benzo[a]pyreen-1,6-dion 89 68 72 Benzo[a]pyreen-3,6-dion 87 66 83 Pyreen-1-carboxaldeyde 94 81 - Benzo[a]pyreen-6,12-dion 92 73 77 Naftaceen-5,12-dion 106 80 - 4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 102 82 - Benz[a]anthraceen-7,12-dion 81 87 -

IV.3 Toepassen van de gevalideerde methode

IV.3.1 MDL en MQL

Methode detectie en kwantificatie limieten (MDL en MQL, pg/m³) werden bepaald op PM10. De MDL

werd bepaald op basis van een S/N=3 en de MQL op basis van een S/N=10. De waarden staan

weergegeven in Tabel IV.15. In vergelijking met de IDL en IQL worden bij de MDL en MQL berekening

het bemonsteringsvolume (720 m³) en de recoveries van oxy-PAKs op fijn stof (76-106%) in rekening

gebracht.

Atmosferische concentraties gerapporteerd in de literatuur staan weergegeven in Tabel I.2 van

sectie I.2.5. De atmosferische concentraties (1-3600 pg/m³) werden vergeleken met de MQL

waarden (1,7-214 pg/m³) en hieruit is het duidelijk dat de beschreven analysemethode moet in staat

zijn atmosferische concentraties van de oxy-PAKs te meten. De methode laat dus waarschijnlijk toe

de component te detecteren en kwantificeren.

57

Tabel IV.15: Methode detectie en kwantificatie limieten voor de doelcomponenten.

Component

MDL (pg/m³)

MQL (pg/m³) RSD (%) aantal

Fenantreen-9,10-dion 4,9 16,3 23 45

Chryseen-5,6-dion 0,5 1,7 22 45

Benzo[a]pyreen-4,5-dion 0,6 2,1 14 45

7H-benzo[de]anthraceen-7-on 0,5 1,7 17 45



Pyreen-1-carboxaldehyde 9,4 31,3 24 36


Naftaceen-5,12-dion 37,2 124,0 17 36

4-oxa-benzo[def]chryseen-5-on 2,8 9,4 26 45

Benz[a]anthraceen-7,12-dion 64,3 214,4 42 33

IV.3.2 Atmosferische concentraties

De geoptimaliseerde methode werd toegepast voor de analyse van PM10 stalen bemonsterd in

Vlaanderen. Het is waarschijnlijk de eerste keer dat oxy-PAK concentratieniveaus in Vlaanderen

bepaald werden.

Om concentratieberekeningen toe te laten werden tijdens elke analytische run van PM10 extracten

minstens twee standaarden geanalyseerd (standaard 2 en standaard 4). De responsfactor (RF) werd

berekend. RF is de verhouding van de bekomen respons van de doelcomponent en de geïnjecteerde

massa van de doelcomponent voor de standaardoplossing die geanalyseerd werd.

In de uiteindelijke berekeningen van de concentratieniveaus van de doelcomponenten moet een

correctie gebeuren voor het effect van de matrix op de ionisatie (MEPM10) en de recoveries van oxy-

PAKs op fijn stof (REPM10). Formule IV.8 toont de berekening van de concentratieniveau’s (pg/m³).

IV.8

Met

C de concentratie van de doelcomponent in de atmosfeer (pg/m³)

POfijnstof de piekoppervlakte van de doelcomponent in een PM10 extract

REPM10 de recovery van de doelcomponent op fijn stof (%)

MEPM10 het effect van de matrix op de ionisatie (%)

RF de responsfactor van de doelcomponent (PO/pggeïnjecteerd)

58

Vgeïnjecteerd het volume extract dat geïnjecteerd werd (µL)

Q het bemonsteringsdebiet (m³/min)

t de tijdsduur van bemonstering (min)

Voplossing het volume extract (µL)

PM10 stalen werden geanalyseerd en de bekomen concentratieniveaus zijn weergegeven als boxplots

in Figuur IV.9 en IV.10. De box stelt respectievelijk het eerste kwartiel, de mediaan en het derde

kwartiel voor. De whiskers stellen de minimale en maximale waarde voor binnen 1,5 keer de

interkwartielafstand gemeten vanaf het eerste en het derde kwartiel. De maximale uitschieter is ook

weergegeven en is gedefinieerd als de maximale waarde buiten de interkwartielafstand gemeten

vanaf het derde kwartiel.

De componenten fenantreen-9,10-dion, 7H-benzo[de]anthraceen-7-on, benzo[a]pyreen-6,12-dion,

benzo[a]pyreen-1,6-dion, benzo[a]pyreen-3,6-dion, benzo[a]pyreen-4,5-dion en chryseen-5,6-dion

konden worden gekwantificeerd (>MDL). De overige doelcomponenten werden niet gedetecteerd

(<MDL) en zijn dus waarschijnlijk niet op de PM10 beladen filters aanwezig of aanwezig in

hoeveelheden onder de methode detectie limiet.

Figuur IV.9 toont de boxplot van de concentratieniveaus van fenantreen-9,10-dion en 7H-benzo[de]anthraceen-7-on en Figuur IV.10 toont de boxplot van de concentratieniveaus van de benzo[a]pyreendionen en chryseen-5,6-dion

Figuur IV.9: Boxplot van concentraties van Fenantreen-9,10-dion en 7H-benzo[de]anthraceen-7-on.

59

Figuur IV.10: Boxplot van concentraties van chryseen-5,6-dion en de benzp[a]pyreendionen.

Om de bekomen concentratieniveaus correct te kunnen interpreteren en vergelijken met waarden

gerapporteerd in de literatuur moeten eerst de bemonsteringssites gesitueerd worden. Er werd

bemonsterd in stedelijke achtergrondlocaties van de provincie Antwerpen, te Broechem, Borsbeek

en Hove. Figuur IV.11 toont de situering van de bemonsteringsplaatsen in België.

Figuur IV.11: Bemonsteringssites gesitueerd in België (Hove, Borsbeek en Broechem).

60

De bemonsteringsplaatsen Hove en Borsbeek zijn gesitueerd onder het zuidelijke deel van de

Antwerpse ring (R1, 200.000-260.000 voertuigen per dag), een van de drukste wegvakken in België.

De bemonsteringsplaats te Broechem is gesitueerd onder de E313 autosnelweg (60.000 voertuigen

per dag) (Verkeersindicatorenrapport, 2011).

In de literatuur is er weinig te vinden over concentratieniveaus van benzo[a]pyreendionen en

chryseen-5,6-dion. Enkel Lintelmann et al. (2006) rapporteerden concentratieniveaus voor de

componenten chryseen-5,6-dion (1,4-35 pg/m³), benzo[a]pyreen-1,6-dion (1,4-62 pg/m³),

benzo[a]pyreen-3,6-dion (1,4-83 pg/m³), benzo[a]pyreen-4,5-dion (<MDL) en benzo[a]pyreen-6,12-

dion (1,4-61 pg/m³) op PM2,5, dat bemonsterd werd naast een drukke vierbaans autosnelweg in

München, Duitsland. De mediaan van de bepaalde concentratieniveaus in deze thesis is 18,3 pg/m³

voor chryseen-5,6-dion (n=31); 38,1 pg/m³ voor benzo[a]pyreen-1,6-dion (n=54); 39,4 pg/m³ voor

benzo[a]pyreen-3,6-dion (n=53); 14,6 pg/m³ voor benzo[a]pyreen-4,5-dion (n=28) en 52,0 pg/m³

voor benzo[a]pyreen-6,12-dion (n=48). De concentratieniveaus bepaald voor PM10 bemonsterd ter

hoogte van stedelijke achtergrondlocaties in Vlaanderen zijn vergelijkbaar met concentratieniveaus

op PM2,5 dat bemonsterd werd naast een drukke autosnelweg in München, Duitsland.

Binnen Europa werden stalen voor oxy-PAK analyse genomen in stedelijke, stedelijke achtergrond en

platteland locaties. Mirivel et al. (2010) rapporteerden concentratieniveaus van fenantreen-9,10-

dion van 24-182 pg/m³ op PM10 voor de stedelijke achtergrondlocatie Douai (Nord-Pas de Calais,

Frankrijk). De mediaan van de concentratieniveaus bepaald in deze thesis is hoger: 187,8 pg/m³

(n=30).

Nog in Europa bemonsterden Schnelle-Kreis et al. (2005) PM2,5 in het centrum van de stad Ausburg,

Duitsland. Ze rapporteerden concentratieniveaus voor 7H-benzo[de]anthraceen-7-on van 50-2180

pg/m³. Liu et al. (2006) en Sklorz et al. (2007) bemonsterden respectievelijk PM7 en PM10 op dezelfde

locatie in Ausburg en rapporteerden concentratieniveaus van respectievelijk 180-200 en 180-2620

pg/m³. Albinet et al. (2007) analyseerden PM10 bemonsterd in het centrum van Marseille en op

stedelijke achtergrond- en landelijke bemonsteringslocaties in de omgeving van Marseille, Frankrijk.

7H-benzo[de]anthraceen-7-on concentratieniveaus van 107-543 pg/m³ voor de stedelijke locatie, 24-

486 pg/m³ voor de stedelijke achtergrondlocatie en 4-52 pg/m³ voor de landelijke locatie werden

gerapporteerd. Andreou en Rapsomanikis (2009) rapporteerden concentratieniveaus van 190-240

voor 7H-benzo[de]anthraceen-7-on op PM2,5, dat bemonsterd werd in het stadscentrum van Athene,

Griekenland. De mediaan van de bepaalde concentratieniveaus aan 7H-benzo[de]anthraceen-7-on in

deze thesis is 348 pg/m³ (n=45). De atmosferische concentratieniveaus aan 7H-

benzo[de]anthraceen-7-on bepaald ter hoogte van de stedelijke achtergrondlocaties in Vlaanderen

zijn vergelijkbaar met de concentratieniveaus ter hoogte van het stadscentrum van Ausbrug,

Duitsland en het stadscentrum van Marseille, Frankrijk. De concentratieniveaus zijn hoger dan die

bepaald ter hoogte van het stadscentrum van Athene.

Buiten Europa analyseerden Tsapakis et al. (2002) PM2,5 dat bemonsterd werd in de stedelijke

omgeving van Santiago, Chile. Concentratieniveaus van 40-120 pg/m³ voor 7H-benzo[de]anthraceen-

7-on en 10-24 pg/m³ voor fenantreen-9,10-dion werden gerapporteerd. Delhomme et al. (2008)

analyseerden PM2,5 in het stadscentrum van Tempe, Arizona, V.S. en waarden van 800-3600 pg/m³

voor fenantreen-9,10-dion en 260-2200 pg/m³ voor 7H-benzo[de]anthraceen-7-on werden

61

verkregen. Nog in de V.S. onderzochten Chung et al. (2006) TSP stalen, bemonsterd in Fresno. Ze

rapporteerden concentratieniveaus van 310-1100 pg/m³ voor fenantreen-9,10-dion. Park et al.

rapporteerden 7H-benzo[de]anthraceen-7-on concentratieniveaus van 400-1000 pg/m³ op PM2,5

stalen, bemonsterd in het stadscentrum van Gwangju, Zuid-Korea. Vergelijkbare concentratieniveaus

van 400-800 pg/m³ voor 7H-benzo[de]anthraceen-7-on werden verkregen door Yassaa et al. (2001)

op PM10 stalen bemonsterd in het stadscentrum van Algiers, Algerije.

De mediaan van de concentratieniveaus bepaald in deze thesis is 348 pg/m³ (n=45) voor 7H-

benzo[de]anthraceen-7-on en 187,8 pg/m³ (n=30) voor fenantreen-9,10-dion. De atmosferische

concentratieniveaus bepaald voor de stedelijke achtergrondlocaties in Vlaanderen liggen dus hoger

dan de atmosferische concentratieniveaus in de stedelijke omgeving van Santiago, Chile. De

concentratieniveaus voor 7H-benzo[de]anthraceen-7-on liggen echter wel lager dan in het

stadscentrum van Tempe, Fresno, Gwangju en Algiers.

Deel V. Conclusie

62

In deze studie werd een analytische methode ontwikkeld die toelaat atmosferische

concentratieniveaus van 11 geselecteerde oxy-PAKs (fenantreen-9,10-dion, chryseen-5,6-dion,

benzo[a]pyreen-4,5-dion, 7H-benzo[de]anthraceen-7-on, benzo[a]pyreen-1,6-dion, benzo[a]pyreen-

3,6-dion, pyreen-1-carboxaldeyde, benzo[a]pyreen-6,12-dion, naftaceen-5,12-dion, 4-oxa-

benzo[def]chryseen-5-on en benz[a]anthraceen-7,12-dion) te bepalen door analyse van PM10. De

innovatieve aspecten van deze studie zijn het gebruik van PLE als extractiemethode en HRMS als

detectiemethode.

Eerst moest de HPLC-APCI(+)-HRMS (MID mode) methode worden geëvalueerd om in een volgende

stap een optimalisatie van de staalvoorbereiding te kunnen uitvoeren. De omgekeerde fase HPLC

scheiding werd geëvalueerd aan de hand van de stabiliteit van de retentietijden en de

chromatografische scheiding. Voor alle doelcomponenten bleken de retentietijden stabiel te zijn

(RSD<1,53%, n=45) en de chromatografische scheiding was voldoende om kwantificatie van de

individuele componenten toe te laten (Rs>1,33). Een 5-puntscalibratie werd uitgevoerd (58 pg –

9,86ng geïnjecteerd) en goede lineariteit van de detector werd aangetoond (R²>0,9805) voor alle

doelcomponenten. Ook werd een goede interdagprecisie (3-17%) en intradagprecisie (5-14%)

bepaald. Instrumentele detectie limieten van 7 tot 926 pg geïnjecteerd en instrumentele

kwantificatie limieten van 24 tot 3087 pg geïnjecteerd werden bekomen.

Nadat de HPLC-APCI(+)-HRMS methode was gevalideerd kon de staalvoorbereiding worden

geoptimaliseerd. De PLE methode werd eerst geëvalueerd via recoveries op kwartsfilters. Goede

recoveries voor de doelcomponenten op kwarts werd aangetoond (90-97%). De methode werd

vervolgens getest op echte PM10 stalen en er werd aangetoond dat een deel van de

doelcomponenten nog achterblijft na één extractie (tot 27% van de totale geëxtraheerde massa). De

methode werd geoptimaliseerd (3 extractiecycles, rinse volume 100%) en er bleef maximaal tot 10%

de totale geanalyseerde massa van de doelcomponenten achter na één extractie. De

geoptimaliseerde methode behaalde recoveries op kwarts van 81-101%, één extractie duurde 22

minuten en 37,2 mL solvent werd verbruikt.

Het effect van de PM10 matrixcomponenten op de efficiëntie van het ionisatieproces werd

onderzocht en ook recoveries van de doelcomponenten op PM10 werden bepaald. Een lage ionisatie

onderdrukking en verhoging werd aangetoond (89%<MEPM10<123%) en goede recoveries van de

doelcomponenten op PM10 werden bekomen.

In de finale stap werd de geoptimaliseerde analytische methode toegepast voor analyse van 54 PM10

stalen die bemonsterd werden in Vlaanderen. Methode detectie limieten van 0,5 tot 65,3 pg/m³ en

methode kwantificatie limieten van 1,7 tot 214,4 pg/m³ werden bekomen voor de analytische

methode die toelaten atmosferische concentraties van de doelcomponenten te bepalen. De

mediaan van de bepaalde concentratieniveaus was 348 pg/m³ (n=30) voor 7H-benzo[de]anthraceen-

7-on, 188 pg/m³ (n=45) voor fenantreen-9,10-dion, 18 pg/m³ voor chryseen-5,6-dion (n=31), 38

pg/m³ voor benzo[a]pyreen-1,6-dion (n=54), 39 pg/m³ voor benzo[a]pyreen-3,6-dion (n=53), 15

pg/m³ voor benzo[a]pyreen-4,5-dion (n=28) en 52 pg/m³ voor benzo[a]pyreen-6,12-dion (n=48). De

overige componenten waren niet aanwezig op de PM10 filters of waren aanwezig in concentraties

onder de detectielimiet.

63

Literatuurlijst

Albinet, A., Leoz-Garziandia, E., Budzinski, H., Villenave, E., 2006. Simultaneous analysis of

oxygenated and nitrated polycyclic aromatic hydrocarbons on standard reference material 1649a

(urban dust) and on natural ambient air samples by gas chromatography-mass spectrometry with

negative ion chemical ionization. Journal of Chromatography A 1121, 106-113.

Albinet, A., Leoz-Garziandia, E., Budzinski, H., Villenave, E., 2007. Sampling precautions for the

measurement of nitrated polycyclic aromatic hydrocarbons in ambient air. Atmospheric

Environment 41, 4988-4994.

Albinet, A., Leoz-Garziandia, E., Budzinski, H., Villenave, E., Jaffrezo, J.L., 2008a. Nitrated and

oxygenated derivatives of polycyclic aromatic hydrocarbons in the ambient air of two French alpine

valleys – Part 1: Concentrations, sources and gas/particle partitioning. Atmospheric Environment 42,

43-54.

Andreou, G., Rapsomanikis, S., 2009. Polycyclic aromatic hydrocarbons and their oxygenated derivatives in the urban atmosphere of Athens. Journal of Hazardous Materials 172, 363-373. Bonfiglio, R., King, R., Olah, T., Merkle, K., 1999. The effects of sample preparation methods on the variability of the electrospray ionization response for model drug compounds. Rapid Communications In Mass Spectrometry 13, 1175-1185. Borras, E., en Tortajada-Genaro, L., 2007. Characterisation of polycyclic aromatic hydrocarbons in

atmospheric aerosols by gas chromatography-mass spectrometry. Analytica Chimica Acta 583, 266-

276.

Bowman, F. and Karamalegos, A., 2002. Estimated Effects of Composition on Secondary Organic

Aerosol Mass Concentrations. Environmental Science & Technology 36, 2701-2707.

Castells, P., Santos, F., Gaiceran, M., 2003. Development of a sequential supercritical fluid extraction

method for the analysis of nitrated and oxygenated derivatives of polycyclic aromatic hydrocarbons

in urban aerosols. Journal of Chromatography A 2, 141-151.

Chang, E. and Pankow, J., 2006. Prediction of activity coefficients in liquid aerosol particles

containing organic compounds, dissolved inorganic salts, and water – Part 2: Consideration of phase

separation effects by an X-UNIFAC model. Atmospheric Environment 40, 6422-6436.

Chang K., Fang, G., Chen, J., Wu, Y, 2006. Atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in

Asia: A review from 1999 to 2004. Environmental Pollution 142, 388-396.

Chung, M., Lazaro, R., Lim, D., Jackson, J., Lyon, J., Rendulic, D., Hasson, A., 2006. Aerosol-borne

quinones and reactive oxygen species generation by particulate matter extracts. Environmental

Science & Technology 40, 4880-4886.

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Bonfiglio%20R&ut=000081042300017&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=King%20RC&ut=000081042300017&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Olah%20TV&ut=000081042300017&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Merkle%20K&ut=000081042300017&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Castells%20P&ut=000185043300002&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Santos%20FJ&ut=000185043300002&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Gaiceran%20MT&ut=000185043300002&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Chung%20MY&ut=000239684900016&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Lazaro%20RA&ut=000239684900016&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Lim%20D&ut=000239684900016&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Jackson%20J&ut=000239684900016&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Lyon%20J&ut=000239684900016&pos=5

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Rendulic%20D&ut=000239684900016&pos=6

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Hasson%20AS&ut=000239684900016&pos=7

64

Ciganek, M., Neca, J., Adamec, V., Janosek, J., Machala, M., 2004. A combined chemical and bioassay

analysis of traffic-emitted polycyclic aromatic hydrocarbons. Science Of The Total Environment 334,

141-148.

De Laet, 2010. Extractie en analyse van geoxideerde polycyclische aromatische koolwaterstoffen

gesorbeerd op atmosferisch fijn stof. Masterproef, Universiteit Gent, Bio-ingenieurswetenschappen.

Delhomme, O., Millet, M. Herckes, P., 2008. Determination of oxygenated polycyclic aromatic

hydrocarbons in atmospheric aerosol samples by liquid chromatography-tandem mass

spectrometry. Talanta 74, 703-710.

Demeestere, K., 2009. Chemische analysetechnieken, partim organisch. Cursus, Universiteit Gent,

Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen. 138pp.

Digitel, 2010. http://www.digitel-

ag.com/Downloads/Dokumentation/Operation%20instructions%20DHA-80%20DMCU%20HT001.pdf

Dionex, 2008. ASE 350® Accelerated Solvent Extractor Operator’s Manual. Donahue, N., Robinson, A., Stanier, C. O., Pandis, S., 2006. Coupled partitioning, dilution, and chemical aging of semivolatile organics. Environmental Science & Technology 40, 2635–2643.

Durant, J., Busby, W., Lafleur, A., Penman, B., Crespi, C., 1996. Human cell mutagenicity of

oxygenated, nitrated and unsubstituted polycyclic aromatic hydrocarbons associated with urban

aerosols. Mutation Research-Genetic Toxicology 371, 123-157.

Eiguren-Fernandez, A., Miguel, A., Lu, R., Purvis, K., Grant, B., Mayo, P., Di Stefano, E., Cho, A.,

Froines, J., 2008. Atmospheric formation of 9,10-phenanthraquinone in the Los Angeles air basin.

Atmospheric Environment 42, 2312-2319.

Felinger, 1998.

http://chromatographyonline.findanalytichem.com/lcgc/article/articleDetail.jsp?id=691152

Finlayson-Pitts, B.J. and Pitts, JR. J. N., 1999. Chemistry of the Upper and Lower Atmosphere-Theory,

Experiments and Applications, Chapter 9. 969 pp., Academic Press. ISBN 0-12-257060-x.

Fromme, H., Lahrz, T., Piloty, A., Gebhardt, H., Oddoy, A., Ruden, H., 2004. Polycyclic aromatic

hydrocarbons inside and outside of apartments in an urban area. Science of the Total Environment

326, 143-149.

Grosse,S., Letzel, T., 2007. Liquid chromatography/atmospheric pressure ionization mass

spectrometry with post-column liquid mixing for the efficient determination of partially oxidized

polycyclic aromatic hydrocarbons. Journal of Chromatography A 1139, 75-83.

Hallquist, M., Wenger, J., Baltensperger, U., Rudich, Y., Simpson, D., Claeys, M., Dommen, J., Donahue, N., George, C., Goldstein, A., Hamilton, J., Herrmann, H., Hoffmann, T., Iinuma, Y., Jang, M.,

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Neca%20J&ut=000225295900015&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Adamec%20V&ut=000225295900015&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Janosek%20J&ut=000225295900015&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Machala%20M&ut=000225295900015&pos=5

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Durant%20JL&ut=A1996WC89000001&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Busby%20WF&ut=A1996WC89000001&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Lafleur%20AL&ut=A1996WC89000001&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Penman%20BW&ut=A1996WC89000001&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Crespi%20CL&ut=A1996WC89000001&pos=5

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Fromme%20H&ut=000221723000011&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Lahrz%20T&ut=000221723000011&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Piloty%20A&ut=000221723000011&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Gebhardt%20H&ut=000221723000011&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Oddoy%20A&ut=000221723000011&pos=5

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Ruden%20H&ut=000221723000011&pos=6

65

Jenkin, M., Jimenez, J., Kiendler-Scharr, A., Maenhaut, W., McFiggans, G., Mentel, T., Monod, A., Seinfeld, J., Surratt, J., Szmigielski, R., Wildt, J., 2009. The formation, properties and impact of secondary organic aerosol: current and emerging issues. Atmospheric Chemistry and Physics 9, 5155–5236. Hamilton, J., Webb, P., Lewis, A., Hopkins, J., Smith, S., Davy, P., 2004. Partially oxidized organic

components in urban aerosol using GCXGC-TOF/MS. Atmospheric Chemistry and Physics 4, 1279-

1290.

Kebarle, P., Tang, L., 1993. From ions in solution to ions in the gas-phase- The mechanism of

electrospray mass-spectrometry. Analytical Chemistry 65, A972-A986.

Koeber, R., Bayona, J., Niessner, R., 1999. Determination of benzo[a]pyrene diones in air particulate

matter with liquid chromatography mass spectrometry. Environmental Science & Technology 33,

1552-1558.

Kojima, Y., Inazu, K., Hisamatsu, Y., Okochi, H., Baba, T., Nagoya, T., 2010. Influence of secondary

formation on atmospheric occurrences of oxygenated polycyclic aromatic hydrocarbons in airborne

particles. Atmospheric Environment 44, 2873-2880.

Layshock, J., Wilson, G., Anderson, K., 2010. Ketone and Quinone-substituted polycyclic aromatic

hydrocarbons in mussel tissue, sediment, urban dust, and diesel particulate matrices. Environmental

Toxicology and Chemistry 29, 2450-2460.

Lima, A., Farrington, J., Reddy, C., 2005. Combustion-derived polycyclic aromatic hydrocarbons in the

environment – A review. Environmental Forensics 6, 109-131.

Lintelmann, J., Fischer, K., Karg, E., Schroppel, A., 2005. Determination of selected polycyclic aromatic hydrocarbons and oxygenated polycyclic aromatic hydrocarbons in aerosol samples by high-performance liquid chromatography and liquid chromatography-tandem mass spectrometry. Analytical and Bioanalytical Chemistry 381, 508-519. Lintelmann, J., Fischer, K., Matuschek, G., 2006. Determination of oxygenated polycyclic aromatic hydrocarbons in particulate matter using high-performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A 1133, 241-247. Liu, Y., Sklorz, M., Schnelle-Kreis, J., Orasche, J., Ferge, T. Kettrup, A., Zimmermann, R., 2006. Oxidant

denuder sampling for analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons and their oxygenated derivatives

in ambient aerosol: Evaluation of sampling artifact. Chemosphere 62, 1889-1898.

Lodge, J., Chan, T., 1986. Cascade impactor: sampling & data analysis, Chapter 3. 170pp., American

Industrial Hygiene Association. ISBN 0932627242, 9780932627247.

Lundstedt, S., White, P.A., Lemieux, C.L., Lynes, K.D., Lambert, L.B. Oberg, L., Haglund, P., Tysklind, M. 2007. Sources, fate, and toxic hazards of oxygenated polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) at PAH-contaminated sites. Ambio 36, 475-485.

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Hamilton%20JF&ut=000223402900001&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Webb%20PJ&ut=000223402900001&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Lewis%20AC&ut=000223402900001&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Hopkins%20JR&ut=000223402900001&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Smith%20S&ut=000223402900001&pos=5

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Davy%20P&ut=000223402900001&pos=6

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Koeber%20R&ut=000080311400002&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Bayona%20JM&ut=000080311400002&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Niessner%20R&ut=000080311400002&pos=3

http://books.google.com/books?id=BAT_PAAACAAJ&dq=lodge+1986+cascade+impactor&hl=nl&ei=da3bTeSFDIntOa-lrYsP&sa=X&oi=book_result&ct=result&resnum=1&ved=0CEoQ6AEwAA

66

Matuszewski, B.K., Constanzer, M.L, Chavez-Eng, C.M., 2003. Strategies for the Assessment of Matrix

Effect in Quantitative Bioanalytical Methods Based on HPLC-MS/MS. Analytical Chemistry 75, 3019-

3030.

Mazurek, M., 2002. Molecular Identification of Organic Compounds in Atmospheric Complex

Mixtures and Relationship to Atmospheric Chemistry an Sources. Environmental Health Perspectives

110, 6.

McDonald, J., Zielinska, B., Sagebiel, J., McDaniel, M., 2002. Characterization of fine particle material

in ambient air and personal samples from an underground mine. Aerosol Science and Technology 36,

1033-1044.

MIRA, 2004. http://www.milieurapport.be/Default.aspx?PageID=593

Mirivel, G., Riffault, V., Galloo, J-C., 2010. Simultaneous determination by ultra-performance liquid

chromatography-atmospheric pressure chemical ionization time-of-flight mass spectrometry of

nitrated an oxygenated PAHs found in air and soot particles. Analytical and Bioanalytical Chemistry

397, 243-256.

Naumova, Y., Eisenreich, S., Trurpin, B., Weisel, C., Morandi, M., Colome, S., Totten, L., Stock, T.,

Winer, A., Alimokhtari, S., Kwon, J., Shendell, D., Jones, J., Maberti, S., Wall, S., 2002. Polycyclic

aromatic hydrocarbons in the indoor and outdoor air of three cities in the US. Environmental Science

& Technology 36, 2552-2559.

Pankow, J.,1994. An absorption-model of gas-particle partitioning of organic-compounds in the

atmosphere. Atmospheric Environment 28, 185-188.

Pozzoli, L., Gilardoni, S., Perrone, M., De Rienzo, M., Vione, D., 2004. Polycyclic aromatic

hydrocarbons in the atmosphere: Monitoring, sources, sinks and fate. I: Monitoring and sources.

Annali Di Chimica 94, 17-32.

Prycek, J., Ciganek, M., Simek, Z., 2004. Development of an analytical method for polycyclic aromatic

hydrocarbons and their derivatives. Journal of Chromatography A 1030, 103-107.

Schnelle-Kreis, J., Welthagen, W., Sklorz, M., Zimmermann, R., 2005. Application of direct thermal

desorption gas chromatography and comprehensive two-dimensional gas chromatography coupled

to time of flight mass spectrometry for analysis of organic compounds in ambient aerosol particles.

Journal of Separation Science 28, 1648-1657.

Sklorz, M., Briede, J., Schnelle-Kreis, J., Liu, Y., Cyrys, J., de Kok, T., Zimmermann, R., 2007.

Concentration of oxygenated polycyclic aromatic hydrocarbons and oxygen free radical formation

from urban particulate matter. Journal of Toxicology and Environmental Health-Part A-Current Issues

70, 1866-1869.

Surveyor, 2006. Surveyor™ Autosampler Plus & Autosampler Plus Lite Hardware Manual.

Taylor, P., 2005. Matrix effects: The Achilles heel of quantitative high-performance liquid

chromatography-electrospray-tandem mass spectrometry. Clinical Biochemistry 38, 328-334.

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=McDonald%20JD&ut=000178797000002&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Zielinska%20B&ut=000178797000002&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Sagebiel%20JC&ut=000178797000002&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=McDaniel%20MR&ut=000178797000002&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Morandi%20MT&ut=000176208600003&pos=5

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Colome%20SD&ut=000176208600003&pos=6

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Totten%20LA&ut=000176208600003&pos=7

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Stock%20TH&ut=000176208600003&pos=8

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Winer%20AM&ut=000176208600003&pos=9

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Alimokhtari%20S&ut=000176208600003&pos=10

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Kwon%20J&ut=000176208600003&pos=11

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Shendell%20D&ut=000176208600003&pos=12

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Jones%20J&ut=000176208600003&pos=13

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Maberti%20S&ut=000176208600003&pos=14

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Wall%20SJ&ut=000176208600003&pos=15

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Prycek%20J&ut=000189217300014&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Ciganek%20M&ut=000189217300014&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Simek%20Z&ut=000189217300014&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Schnelle-Kreis%20J&ut=000232288400005&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Welthagen%20W&ut=000232288400005&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Sklorz%20M&ut=000232288400005&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Zimmermann%20R&ut=000232288400005&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Sklorz%20M&ut=000250517100010&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Briede%20JJ&ut=000250517100010&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Schnelle-Kreis%20J&ut=000250517100010&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Liu%20Y&ut=000250517100010&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Cyrys%20J&ut=000250517100010&pos=5

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=de%20Kok%20TM&ut=000250517100010&pos=6

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Zimmermann%20R&ut=000250517100010&pos=7

67

Thermo Finnigan, 2002. Thermo Finnigan MAT 95 XP / MAT 95 XP-Trap Operating Manual.

Tsapakis, M., Lagoudaki, E., Stephanou, E., Kavouras, I., Koutrakis, P., Oyola, P., von Baer, D., 2002.

The composition and sources of PM2.5 organic aerosol in two urban areas of Chile. Atmospheric

Environment 36, 3851-3863.

Van Langenhove, H., Demeestere, K., 2009. Analysis of Organic Micropollutants. Cursus, Universiteit

Gent, Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen. 179pp.

Vione, D., Maurino, V., Minero, C., Pelizzetti, E., Harrison, M., Olariu, R., Arsene, C., 2006.

Photochemical reactions in the tropospheric aqueous phase and on particulate matter. Chemical

Society Reviews 35, 441-453.

Vlarem II, 2011.

http://navigator.emis.vito.be/milnav-consult/plainWettekstServlet?wettekstId=38635&lang=nl

VMM, 2010. Chemkar PM10: Chemische karakterisatie van fijn stof in Vlaanderen 2008-2009.

Walgraeve, C., Demeestere, K., Dewulf, J., Zimmermann, R., Van Langenhove, H., 2010. Oxygenated

polycyclic aromatic hydrocarbons in atmospheric particulate matter: Molecular characterization and

occurence. Atmospheric Environment 44, 1831-1846.

Wauters, E., Van Caeter, P., Desmet, G., David, F., Devos, C., Sandra, P., 2008. Improved accuracy in

the determination of polycyclic aromatic hydrocarbons in air using 24 h sampling on a mixed bed

followed by thermal desorption capillary gas chromatography-mass spectrometry. Journal of

Chromatography A 1190, 286-293.

Yassaa, N., Meklati, B., Cecinato, A., Marino, F., 2001. Organic aerosols in urban and waste landfill of

Algiers metropolitan area: Occurrence and sources. Environmental Science & Technology 35, 306-

311.

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Tsapakis%20M&ut=000178321900012&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Lagoudaki%20E&ut=000178321900012&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Stephanou%20EG&ut=000178321900012&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Kavouras%20IG&ut=000178321900012&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Koutrakis%20P&ut=000178321900012&pos=5

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Oyola%20P&ut=000178321900012&pos=6

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=von%20Baer%20D&ut=000178321900012&pos=7

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Maurino%20V&ut=000237026100004&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Minero%20C&ut=000237026100004&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Pelizzetti%20E&ut=000237026100004&pos=4

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Harrison%20MAJ&ut=000237026100004&pos=5

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Olariu%20RI&ut=000237026100004&pos=6

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=Y2eo6paKgpDcPMbEHem&field=AU&value=Arsene%20C&ut=000237026100004&pos=7

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Yassaa%20N&ut=000166390700009&pos=1

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Meklati%20BY&ut=000166390700009&pos=2

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Cecinato%20A&ut=000166390700009&pos=3

http://apps.isiknowledge.com/OneClickSearch.do?product=UA&search_mode=OneClickSearch&db_id=&SID=N1J5M8FMCO@G@57G6kP&field=AU&value=Marino%20F&ut=000166390700009&pos=4

Analyse van geoxideerde polycyclische aromatische ...

Documents

Transcript of Analyse van geoxideerde polycyclische aromatische ...